王龍濤 夏新星

摘要：針對湖泊淤泥脫水固化處置的難題，采用有機絮凝劑、無機絮凝劑與骨架構(gòu)建劑組成的復(fù)合調(diào)理劑對湖泊淤泥進行改性調(diào)理，通過響應(yīng)曲面法優(yōu)化各組分的配比，并探討復(fù)合調(diào)理劑的作用機制。結(jié)果表明：復(fù)合調(diào)理劑的最優(yōu)組合為依次投加4.11 g/L聚合氯化鋁（PAC）、0.18 g/L 陰離子聚丙烯酰胺（APAM）和18.06 g/L低堿性淤泥固結(jié)劑（LAC）；使用后污泥比阻降低87.6%，壓濾脫水時間減少70.6%，尾水pH達到排放標(biāo)準(zhǔn)，脫水效率較生石灰提升5.9%。復(fù)合調(diào)理劑作用機制為PAC組分降低淤泥的Zeta電位絕對值9.5 mV，從而減少淤泥顆粒之間的靜電斥力；后續(xù)加入的APAM發(fā)揮吸附-架橋的作用，聚集淤泥細顆粒為較大的絮體，利于淤泥顆粒間水分的排出；最后摻入的LAC則發(fā)揮了骨架構(gòu)建劑的作用，在淤泥脫水壓實過程中形成排水通道，提升了淤泥泥餅的孔隙度6.4%，進一步提升了脫水效果。研究成果可為湖泊淤泥的高效環(huán)保處置提供參考。

摘要：湖泊淤泥； 脫水固化； 絮凝劑； 骨架構(gòu)建劑； 響應(yīng)曲面法

中圖法分類號： X705

文獻標(biāo)志碼： A

DOI：10.16232/j.cnki.1001-4179.2024.01.008

0 引 言

近年來，中國城市黑臭水體整治、流域水環(huán)境治理等環(huán)保工程數(shù)量和規(guī)模逐年增長［1］。生態(tài)清淤作為湖泊內(nèi)源污染控制的重要工程手段，在實施過程中會產(chǎn)生大量湖泊淤泥，僅江蘇省太湖到2014年就產(chǎn)生了3 000萬m3淤泥［2］。高含水率的湖泊淤泥大量堆積，會占用大量的土地，造成環(huán)境污染。淤泥機械脫水處置工藝由于占地面積小、脫水效果顯著等優(yōu)勢，逐漸在各大湖泊治理工程中得到廣泛應(yīng)用［3-4］。機械脫水主要依靠壓力或離心力等物理作用脫除淤泥中的自由水，因此淤泥脫水性能對淤泥處置效率有重要影響。篩選合適的調(diào)理劑以降低淤泥脫水阻力，提升淤泥處置效率，是目前淤泥環(huán)保處置的研究熱點。

絮凝劑聚丙烯酰胺（PAM）、聚合氯化鋁（PAC）、聚合氯化鐵（PFC）和無機調(diào)理劑生石灰、粉煤灰是常用的淤泥調(diào)理劑，部分學(xué)者開展了不同種類調(diào)理劑改善淤泥脫水性能的研究。李婷等探究了有機絮凝劑聚丙烯酰胺（PAM）對疏浚淤泥的混凝效果，結(jié)果顯示在PAM的作用下，疏浚泥漿能在短時間內(nèi)形成較大、密實的絮體，實現(xiàn)泥水快速分離［5］。Cui等指出使用無機調(diào)理劑生石灰處置淤泥雖然脫水效果顯著，但是存在余水和干化淤泥堿性過高的缺陷，需要尋找具有低堿性的無機調(diào)理劑作為生石灰的替代品［6］。李亞林等提出粉煤灰、石膏、鋼渣粉等無機調(diào)理劑在淤泥脫水過程中雖不參與絮凝反應(yīng)，但是由于自身物理強度能夠在淤泥脫水過程中起到骨架構(gòu)架的作用，利于淤泥內(nèi)部水分排出［7-8］。彭秀達等則采用聚合氯化鋁（PAC）、PAM和粉煤灰對淤泥進行調(diào)理，分析認為絮凝劑PAC和PAM在淤泥脫水過程中能起到吸附架橋和電中和作用，無機調(diào)理劑粉煤灰則能夠提供孔隙通道，從而提高淤泥脫水效率，二者作用機理存在差異［9］。王慧等比較了PAM、聚硅酸鐵（PAFC）、十六烷基三甲基溴化銨（CTMAB）、碳酸鈉、FeCl3等調(diào)理劑單一使用和復(fù)配使用對淤泥脫水性能的影響，結(jié)果顯示絮凝劑PAM和無機調(diào)理劑粉煤灰組成的復(fù)配型藥劑效果較好［10］。以上研究表明，單一PAM、PAC等絮凝劑在淤泥調(diào)理過程中應(yīng)用廣泛，絮凝劑與無機骨架構(gòu)建劑復(fù)配使用能進一步提升淤泥脫水性能。采用絮凝劑與低堿性的粉煤灰、鋼渣粉等骨架構(gòu)建劑組成復(fù)合調(diào)理劑相對于傳統(tǒng)單一絮凝劑、強堿性的生石灰具有潛在優(yōu)勢。目前，基于絮凝-骨架構(gòu)建復(fù)合調(diào)理湖泊淤泥的研究較少，對各調(diào)理劑組分的適宜添加量、使用配比和添加順序也缺乏系統(tǒng)研究。

本研究選取典型湖泊清淤底泥開展復(fù)合調(diào)理研究，通過調(diào)理劑單摻、投加順序?qū)嶒灻鞔_用于湖泊淤泥調(diào)理的有機絮凝劑、無機絮凝劑和骨架構(gòu)建劑種類，優(yōu)化各藥劑使用順序和添加量。在此基礎(chǔ)上，采用響應(yīng)曲面法確定各組分的最適投加量，獲得用于湖泊淤泥處理的最優(yōu)復(fù)合調(diào)理劑，與生石灰開展效果評價分析，并進一步探討復(fù)合調(diào)理劑的作用機制，為湖泊淤泥的高效處置提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗淤泥取自湖北省石首市官田湖清淤底泥。官田湖為長江流域典型淺水湖泊，底泥沉積厚度1.0～1.5 m，有輕微氮磷污染，無重金屬污染。湖泊底泥通過絞吸船泵送至沉淀池，通過格柵機除去大顆粒雜質(zhì)后得到均一淤泥泥漿開展相關(guān)實驗。實驗淤泥呈黑灰色，無異味，pH為7.10，含水率為85%，Zeta電位為-13.8 mV，有機質(zhì)含量（燒失量）為4.3%。采用XRF對淤泥干物質(zhì)化學(xué)組成的測定結(jié)果表明，泥漿顆粒主要含有Si、Al、Ca、Fe、O元素（見表1）。泥漿粒徑分布測定結(jié)果表明，淤泥粒徑分布為單峰態(tài)，峰形不對稱，呈正偏態(tài)（見圖1）。淤泥顆粒粒徑主要分布在1～100 μm范圍內(nèi)，中值粒徑D50為15.8 μm，其中黏土（<5 μm）占比為18.3%，粉砂（5～50 μm）占比為67.5%，細沙（50～250 μm）占比為13.3%，中粗砂（0.25～2 mm）占比為0.9%，這說明淤泥以細顆粒的黏土和粉細砂為主，組成顆粒細小。淤泥的污泥比阻為3.44×1011 cm/g，屬于難脫水淤泥。以上結(jié)果表明，淤泥具有組成顆粒粒徑小，含水量高，Zeta電位絕對值大，有機質(zhì)含量豐富，自然脫水難度大的特征，需要選擇合適的調(diào)理劑對泥漿進行調(diào)理，提高脫水性能。

淤泥調(diào)理劑選用有機絮凝劑、無機絮凝劑和骨架構(gòu)建劑3類調(diào)理劑對淤泥進行改性調(diào)理，具體藥劑種類和性質(zhì)見表2。有機絮凝劑和無機絮凝劑使用前分別配制成質(zhì)量濃度為2‰和10%的溶液待用，骨架構(gòu)建劑直接稱取固體粉末進行使用。

1.2 實驗方法

按照有機絮凝劑+無機絮凝劑+骨架構(gòu)建劑的思路配制淤泥復(fù)合調(diào)理劑，依次開展調(diào)理劑單摻實驗、調(diào)理劑投加順序?qū)嶒?、響?yīng)曲面優(yōu)化實驗和模擬壓濾實驗。具體實驗操作如下：

（1） 調(diào)理劑單摻實驗。取100 mL淤泥于燒杯中，按照表2分別加入對應(yīng)投加量的調(diào)理劑，置于電動攪拌器（轉(zhuǎn)速為200 r/min）攪拌3 min，保證藥劑與淤泥混合均勻，靜置反應(yīng)5 min，隨后測定污泥比阻和Zeta電位，根據(jù)污泥比阻測定結(jié)果篩選最優(yōu)調(diào)理劑種類。

（2） 調(diào)理劑投加順序?qū)嶒灐Ｊ紫乳_展絮凝劑投加順序?qū)嶒?，?00 mL泥漿，首先加入有機絮凝劑，攪拌3 min后投加無機絮凝劑，再次攪拌均勻后測定污泥比阻；另一組實驗藥劑投加順序與之相反，通過污泥比阻大小確定有機絮凝劑和無機絮凝劑的投加順序。確定絮凝劑投加順序以后，開展絮凝劑與骨架構(gòu)建劑的投加順序?qū)嶒?，?00 mL泥漿，按照確定的順序加入兩種絮凝劑，攪拌3 min后投加骨架構(gòu)建劑，再次攪拌均勻后測定污泥比阻；另一組實驗藥劑投加順序與之相反，篩選污泥比阻最低的實驗組作為最優(yōu)的藥劑投加順序。

（3） 響應(yīng)曲面優(yōu)化實驗。以最優(yōu)的有機絮凝劑（A）、無機絮凝劑（B）和骨架構(gòu)建劑（C）投加量為影響因素，以污泥比阻作為響應(yīng)值，進行3因素3水平響應(yīng)曲面實驗設(shè)計，利用 Design Expert 10.0 進行實驗設(shè)計，并進行實驗。根據(jù)實驗結(jié)果進行擬合得到污泥比阻的方程，根據(jù)擬合方程確定復(fù)合調(diào)理劑最優(yōu)配比。

（4） 淤泥模擬壓濾脫水試驗。采用自制的淤泥脫水實驗裝置（見圖2）模擬淤泥在機械脫水過程中的壓濾脫水過程。實驗裝置主要由氣瓶、調(diào)節(jié)閥、壓濾倉、量筒組成。實驗時取200 g淤泥泥漿于燒杯中，加入調(diào)理劑進行攪拌調(diào)理，隨后倒入壓濾倉內(nèi)。調(diào)節(jié)氣瓶調(diào)節(jié)閥，通過氮氣加壓至0.4 MPa，打開壓濾倉進氣口的氣閥，壓濾倉內(nèi)淤泥受壓開始脫水，尾水透過濾紙進入下部量筒內(nèi)，定時記錄量筒內(nèi)尾水的體積。壓濾進行一段時間后，氮氣會透過壓濾倉噴出，說明淤泥可壓濾水分已排盡，關(guān)閉氣閥。實驗結(jié)束后，取出壓濾倉內(nèi)泥餅并測定含水率。本實驗同時對比空白淤泥、添加復(fù)合調(diào)理劑淤泥和添加生石灰調(diào)理淤泥的脫水速率。

1.3 分析測試方法

淤泥的污泥比阻（SRF）采用污泥比阻測定儀進行測定，其計算公式為

SRF=2pF2μ×bC（1）

式中：p為過濾壓力，Pa；F為過濾面積，cm2；μ為濾液黏度，g/（cm·s）；

C為單位體積濾液與濾渣體積比值;

b為濾液體積V和時間t按照t/V-V作出的關(guān)系曲線的斜率。

淤泥含水率采用重量法進行測定，將泥樣置于105 ℃烘箱內(nèi)烘至恒重，以減少的重量占原始淤泥重量的百分比作為淤泥含水率。pH采用pH計（雷磁 PHBJ-260）進行測定。淤泥Zeta電位采用Zeta電位分析儀（Malvern Zetasizer Nano ZS90）進行測定。淤泥的微觀形貌采用環(huán)境掃描電鏡（ZEISS Sigma 300）進行測定。淤泥XRD分析采用X射線衍射儀（Bruker D8 Advance）進行測定。泥餅孔隙度采用高性能全自動壓汞儀（AutoPore 9500）測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 淤泥調(diào)理劑的篩選

有機絮凝劑對淤泥脫水性能影響的實驗結(jié)果（見圖3（a））顯示，有機絮凝劑的投加能夠有效降低淤泥的污泥比阻，但是APAM和CPAM的作用效果存在顯著差異。CPAM為淤泥調(diào)理劑時，污泥比阻隨著藥劑投加量的增加逐漸降低，在投加量為0.3 g/L時，污泥比阻最低為1.42×1011 cm/g，相對于空白組降低了58.7%。APAM為淤泥調(diào)理劑時，在0～0.2 g/L投加量范圍內(nèi)，污泥比阻隨著藥劑投加量的增加迅速降低，最低值為1.39×1011～1.45×1011 cm/g，相對于空白組降低了59%左右；在投加量超過0.2 g/L時，污泥比阻反而隨著藥劑投加量的增加迅速增大。兩種藥劑添加后淤泥的Zeta電位（見圖3（d））呈現(xiàn)緩慢增加的趨勢，但是變化量較低。有機絮凝劑投加量少，對淤泥Zeta電位的影響有限。相比較而言，CPAM對Zeta電位升高效果優(yōu)于APAM，最后穩(wěn)定在-10 mV左右;而APAM投加量超過0.2 g/L時，Zeta電位反而呈現(xiàn)降低趨勢。以上結(jié)果表明，雖然有機絮凝劑作用效果顯著，但是存在最優(yōu)的投加范圍，過量投加反而不利于淤泥脫水。

APAM和CPAM為線型有機高分子聚合物，摻入淤泥中能夠起到吸附-架橋的作用，可聚集淤泥細顆粒為較大的絮體，排出固體顆粒間的間隙水和毛細結(jié)合水。但是有機高分子類絮凝劑投加過多會導(dǎo)致絮凝劑分子包裹住泥漿顆粒，黏土顆粒反而受到絮凝劑阻隔保護而穩(wěn)定分散，不利于絮凝脫水；另外，過多的有機高分子絮凝劑會加大水的黏度，增大泥漿脫水阻力。造成APAM和CPAM二者在淤泥絮凝效果方面存在差異的可能原因是APAM的分子鏈相對舒展，更易于捕獲聚集淤泥中的固體顆粒［11］。李沖等對河湖淤泥的絮凝調(diào)理實驗也表明，APAM在較少投加量下即可獲得較好的絮凝效果［12］，與本文的研究結(jié)果一致。由于CPAM藥劑成本高于APAM，為降低藥劑使用量，節(jié)省淤泥處置成本，選擇投加0.15～0.20 g/L APAM有機絮凝劑更為合適。

從無機絮凝劑對淤泥脫水性能影響的實驗結(jié)果（見圖3（b））可以看出，無機絮凝劑的投加能顯著降低淤泥的污泥比阻。兩種藥劑在0～1 g/L投加量范圍內(nèi)，淤泥的污泥比阻隨著投加量的增加迅速降低；到3～5 g/L投加量范圍內(nèi)時，淤泥的污泥比阻逐漸穩(wěn)定。PAC和PFC投加量為5 g/L時淤泥污泥比阻最低，分別為0.67×1011 cm/g和1.17×1011 cm/g，相對于空白組分別降低了80.6%和66.0%，PAC的作用效果優(yōu)于PFC。兩種藥劑添加后淤泥的Zeta電位（見圖3（e））變化趨勢與污泥比阻變化趨勢一致，且Zeta電位升高較為顯著，增加量最高可達9.5 mV，說明PAC和PFC的電中和作用對于淤泥Zeta電位的改善作用顯著，從而提升了淤泥的脫水性能。

PAC為鋁系無機高分子絮凝劑，溶于水后鋁離子水解形成多核絡(luò)合物Aln（OH）（3n-m）+m（n>1，m≤3n），帶有正電荷，且具有較高的比表面積，能夠迅速起到電中和、壓縮雙電層作用，破壞淤泥穩(wěn)定的膠體結(jié)構(gòu)，絡(luò)合物沉淀過程中能夠起到網(wǎng)捕作用，促進淤泥絮凝沉淀。PFC為鐵系無機高分子絮凝劑，溶于水后形成多核絡(luò)合物Fen（OH）（3n-m）+m（n>1，m≤3n），發(fā)揮絮凝的作用機理與PAC類似［13-14］。但是由于Fe3+水解常數(shù)和比重高于Al3+，導(dǎo)致PFC形成的絮體更緊密，卷掃作用弱于PAC，因此使用PAC形成的絮體更大，淤泥脫水效果更顯著［15］。PAC在3～5 g/L投加量范圍內(nèi)污泥比阻變化不大，維持在6.68×1010～7.85×1010 cm/g范圍內(nèi)，因此無機絮凝劑中選擇PAC較為合適，最適投加量為3～5 g/L。

從骨架構(gòu)建劑對淤泥脫水性能影響的實驗結(jié)果（見圖3（c））可以看出，骨架構(gòu)建劑單獨投加能一定程度降低淤泥的污泥比阻，但是投加量較大。SP的作用效果最差，且因其密度小，在淤泥中投加后難以混合均勻，無法大量投加，因此較難實際投入使用。PFA和LAC投加量為20 g/L時淤泥污泥比阻最低，分別為2.47×1011 cm/g和1.98×1011 cm/g，相對于空白組分別降低了28.2%和42.4%，LAC的作用效果顯著優(yōu)于PFA。淤泥的Zeta電位（見圖3（f））測定結(jié)果表明，骨架構(gòu)建劑的添加對淤泥的Zeta電位幾乎沒有影響，說明以上3種材料對淤泥脫水的作用效果與電中和作用關(guān)系不大。

PFA和LAC的固體顆粒具有較高的孔隙率和硬度，摻入淤泥中作為骨架構(gòu)建劑促進孔隙通道形成，利于淤泥內(nèi)部水分排出。LAC中主要成分鋼渣和磷石膏具有疏松多孔的物理性質(zhì)，更有利于淤泥脫水［16］。本實驗結(jié)果表明，選用LAC為骨架構(gòu)建劑效果更好，適宜投加量為15～20 g/L。

根據(jù)調(diào)理劑單摻實驗結(jié)果，選用APAM、PAC和LAC開展藥劑投加順序?qū)嶒灒都恿糠謩e設(shè)定為0.2，3，20 g/L。絮凝劑的投加順序?qū)嶒灲Y(jié)果（見圖4）表明：APAM和PAC投加順序?qū)τ倌嗝撍Ч挠绊戄^小，兩種投加方式中先投加PAC后再投加APAM的效果略好，主要原因在于先投加PAC能夠快速降低淤泥Zeta電位，盡早發(fā)揮PAC的電中和作用，破壞淤泥膠體結(jié)構(gòu)，為后續(xù)APAM的網(wǎng)捕作用提供有利條件，更利于形成較大絮體［17］。絮凝劑和骨架構(gòu)建劑的投加順序?qū)嶒灲Y(jié)果表明，投加順序?qū)τ倌嗝撍Ч挠绊戯@著，兩種投加方式中，先投加PAC和APAM絮凝劑后再投加LAC的效果較好，主要原因在于骨架構(gòu)建劑投加量較大，先投加骨架構(gòu)建劑會增加淤泥的含固量，與絮凝劑反應(yīng)消耗掉后續(xù)投加的絮凝劑。4組實驗中PAC和PAM的投加順序不同，淤泥脫水尾水pH沒有明顯差異，但是投加LAC后，尾水pH增加了0.2～0.3，說明LAC為弱堿性，在適宜投加量內(nèi)尾水pH值不會存在超標(biāo)問題（限值pH＜9）。因此3種藥劑的最適投加順序為先投加無機絮凝劑PAC，再投加有機絮凝劑APAM，最后投加骨架構(gòu)建劑LAC。

2.2 復(fù)合調(diào)理劑優(yōu)選

以APAM（A）、PAC（B）和LAC（C）投加量為影響因素，以污泥比阻作為響應(yīng)值，開展了響應(yīng)曲面優(yōu)化實驗。表3為響應(yīng)曲面實驗設(shè)計方案和結(jié)果，對實驗結(jié)果進行多項回歸分析，擬合后得到污泥比阻的方程：

Y=1010×（144.237-932.740A-9.093B-

4.176C-10.500AB+3.080AC+0.008BC+

2566.400A2+1.317B2+0.099C2）（2）

式中：A、B、C分別為APAM投加量、PAC投加量、LAC投加量；Y為污泥比阻。

該模型的F值為27.25（>1），P值為0.000 1，模型方程的校正系數(shù)R2adj為0.936 5，變異系數(shù)CV為5.44%（<10%），說明該模型有93.65%的把握解釋響應(yīng)值的變化，可信度較高，擬合情況良好，可以對APAM、PAC和LAC協(xié)同作用下調(diào)理淤泥后的污泥比阻進行預(yù)測。

圖5為不同投加量APAM、PAC和LAC復(fù)配形成的復(fù)合調(diào)理劑對污泥比阻的響應(yīng)曲面圖。從圖5中可以看出，各因素之間對響應(yīng)值污泥比阻都呈現(xiàn)橢圓形

等值線圖，表明這3種調(diào)理劑之間是相互依存的，APAM、PAC和LAC投加量之間存在著顯著的交互作用。APAM和LAC、PAC和LAC投加量之間的等值線圖曲率較大，說明APAM與LAC、PAC與LAC之間存在較強的交互作用，從而影響污泥比阻。造成這一現(xiàn)象的原因主要在于APAM和PAC為絮凝劑，主要依靠絮凝團聚作用降低污泥比阻，而LAC為無機非金屬粉末材料，依靠自身物理結(jié)構(gòu)改善淤泥脫水性能，作用機理存在較大差異。LAC摻入淤泥泥漿中也會與APAM、PAC產(chǎn)生絮凝團聚作用，因此二者之間存在較大相互作用。

根據(jù)擬合結(jié)果，求得污泥比阻理論最小值為4.21×1010 cm/g，此時APAM、PAC和LAC投加量分別為0.179，4.114，18.056 g/L?？紤]實際操作的便捷性，將APAM、PAC和LAC最適投加量分別設(shè)定為0.18，4.11，18.06 g/L，此時實測的污泥比阻值為4.27×1010 cm/g，與理論值相對誤差為1.45%，擬合結(jié)果可靠。

為評價復(fù)合調(diào)理劑的作用效果，選用傳統(tǒng)淤污泥調(diào)理劑生石灰作為參比對象，從調(diào)理后淤泥的污泥比阻、尾水pH、壓濾脫水效率等方面進行對比分析。生石灰在不同投加量下淤泥的污泥比阻測定結(jié)果（見圖6）表明，生石灰對淤泥脫水效果的提升作用顯著，在低于10 g/L投加量范圍內(nèi)，淤泥的污泥比阻隨著投加量的增加迅速降低，在10 g/L以后逐步穩(wěn)定在4.50×1010 cm/g，較空白組降低了86.9%，脫水泥餅含水率為50%左右。而最優(yōu)配比下，復(fù)合調(diào)理劑使用后污泥比阻降低至4.27×1010 cm/g，較空白組降低了87.6%，比生石灰提升了0.7%，說明復(fù)合調(diào)理劑略優(yōu)于傳統(tǒng)生石灰的調(diào)理效果。生石灰調(diào)理淤泥的作用機制在于CaO溶于水生成Ca（OH）2且伴隨熱量釋放和堿性提高，導(dǎo)致淤泥膠體脫穩(wěn)，釋放大量水分［18］。但是考慮到生石灰使用后尾水pH達到了12以上，不符合污水排放標(biāo)準(zhǔn)，需進行進一步的處理，干化淤泥呈強堿性也不利于農(nóng)業(yè)利用，因此使用復(fù)合調(diào)理劑具有一定的環(huán)保優(yōu)勢。

淤泥壓濾脫水模擬試驗結(jié)果（見圖7）表明，空白淤泥、復(fù)合調(diào)理劑調(diào)理淤泥和生石灰調(diào)理淤泥的壓濾脫水結(jié)束時間分別為2 040，600，720 s，使用復(fù)合調(diào)理劑對淤泥脫水速率的提升最為顯著，相對于空白淤泥脫水時間降低了70.6%，生石灰次之，脫水時間降低了64.7%，比復(fù)合調(diào)理劑低5.9%。3組實驗壓濾結(jié)束后泥餅的含水率均在30%左右，相差不大。在保證脫水時間足夠的情況下，加壓過濾主要脫去淤泥中的自由水和孔隙水，同樣的壓力作用下淤泥脫水程度基本一致。淤泥模擬壓濾實驗更為接近淤泥機械脫水過程中的受壓脫水狀態(tài)，通過該實驗進一步驗證了復(fù)合調(diào)理劑的脫水效率相對于生石灰能夠提高5.9%，且不會產(chǎn)生尾水堿性超標(biāo)等問題，可作為生石灰調(diào)理劑的替代品，應(yīng)用前景廣闊。

2.3 復(fù)合調(diào)理劑作用機制分析

對原始淤泥、采用PAC+APAM絮凝劑、復(fù)合調(diào)理劑調(diào)理脫水固化后的淤泥進行SEM和XRD表征分析。SEM圖像（見圖8（a））顯示，原始淤泥微觀組成主要為片狀的黏土礦物，顆粒之間松散堆積，這是由于淤泥泥漿作為穩(wěn)定的膠體分散體系，淤泥顆粒之間存在靜電斥力，從而接觸不緊密，顆粒之間自由水較多，淤泥自然狀態(tài)下難以自然沉降［19］。使用PAC+APAM絮凝劑調(diào)理淤泥后的SEM圖像（見圖8（b））顯示，淤泥顆粒之間間隙顯著減少，這是由于PAC的電中和作用和APAM的網(wǎng)捕、吸附作用共同作用，減少淤泥顆粒之間的斥力，使淤泥顆粒聚集成大顆粒，從而利于排出顆粒之間的水分。使用PAC+APAM+LAC調(diào)理淤泥后的SEM圖像（見圖8（c））顯示，淤泥顆粒之間不僅緊密接觸，同時在淤泥顆粒之間存在短柱狀晶體，這一現(xiàn)象可能是加入的低堿性淤泥固結(jié)劑中鋼渣和磷石膏導(dǎo)致的。磷鋼渣和磷石膏在水中長時間放置可緩慢發(fā)生水化反應(yīng)，生成硅酸鈣和鈣礬石等膠凝材料，從而提高淤泥的整體強度［20］。

XRD分析結(jié)果表明（見圖8（d）），淤泥中主要礦物相為石英、碳酸鈣、伊利石、高嶺石和蒙脫石。添加PAC和PAM調(diào)理劑后無明顯礦物相生成，主要原因是PAC中的鋁離子溶于水沉淀后形成無定型的鋁、鐵氫氧化物，X射線衍射無顯著特征峰。添加PAC、APAM和LAC后，淤泥中的XRD譜圖相出現(xiàn)了微弱的CaSO4·2H2O的特征峰，這是由低堿性淤泥固結(jié)劑中磷石膏摻入而產(chǎn)生的，但是由于摻入量不足2%，峰強較低［21］。

淤泥模擬壓濾脫水后泥餅的孔隙分布結(jié)果（見圖8（e））顯示，原始淤泥壓濾脫水后孔徑集中在0.003～0.5 μm的范圍內(nèi)，孔隙率為42.5%，峰形尖銳，孔徑峰值為0.36 μm，泥餅孔隙細??；使用PAC+APAM絮凝劑調(diào)理淤泥后，孔隙集中分布在0.003～1.1 μm的范圍內(nèi)，孔隙率為44.7%，孔徑峰值為0.45 μm，孔徑略有增加；使用復(fù)合調(diào)理劑調(diào)理淤泥后，孔隙集中分布在0.01～1.3 μm的范圍內(nèi)，孔隙率為48.9%，峰形有所平滑，孔隙峰值為0.81 μm，孔徑進一步增大。以上結(jié)果說明，僅添加絮凝劑對淤泥壓濾脫水過程中脫水孔道的增加有限，但是添加復(fù)合調(diào)理劑可以顯著提高大孔徑的占比，孔隙度增加6.4%，營造淤泥脫水通道，從而提高了脫水速率。

結(jié)合原始淤泥粒度和化學(xué)組成分析，不同調(diào)理劑作用下淤泥的污泥比阻、Zeta電位、SEM、XRD和孔隙分布結(jié)果及相關(guān)研究可以得出復(fù)合調(diào)理劑的作用機制如下：原始淤泥主要組成為石英、碳酸鈣、伊利石、高嶺石和蒙脫石等片狀黏土礦物顆粒，90%以上固體顆粒粒徑<0.1 mm，顆粒之間存在較大的靜電斥力，呈現(xiàn)穩(wěn)定的膠體分散體系狀態(tài)，自然脫水困難［22-23］;復(fù)合調(diào)理劑中的PAC組分溶于水后含有多核絡(luò)合物Aln（OH）（3n-m）+m（n>1，m≤3n），帶有正電荷，在淤泥調(diào)理過程中主要發(fā)揮電中和的作用，減少淤泥的Zeta電位絕對值9.5 mV，降低淤泥顆粒之間的靜電斥力，為后續(xù)加入的有機高分子絮凝劑APAM發(fā)揮作用創(chuàng)造了條件［13，24］;APAM組分摻入淤泥后依靠自身長鏈分子的特性，能夠起到吸附-架橋的作用，聚集淤泥細顆粒為較大的絮體，利于淤泥顆粒間水分的排出;最后摻入的無機調(diào)理劑LAC則發(fā)揮了骨架構(gòu)建劑的作用，在淤泥脫水壓實形成泥餅的過程中，提高淤泥泥餅的孔隙度6.4%，營造出排水通道，利于淤泥泥餅內(nèi)部水分排出，進一步提升了脫水效果。

3 結(jié) 論

（1） 采用響應(yīng)曲面法得到復(fù)合調(diào)理劑的最優(yōu)配比為4.11 g/L PAC、0.18 g/L APAM和18.06 g/L LAC，最適投加順序為依次投加PAC、APAM、LAC。

（2） 使用復(fù)合調(diào)理劑后淤泥的污泥比阻降低了87.6%，壓濾脫水時間減少了70.6%，脫水效率超過傳統(tǒng)生石灰調(diào)理劑5.9%，尾水pH在7.3左右，不存在尾水和干化淤泥堿性超標(biāo)的問題，應(yīng)用效果顯著。

（3） 復(fù)合調(diào)理劑的作用機制為PAC組分含有正電荷，減少淤泥的Zeta電位絕對值9.5 mV，降低淤泥顆粒之間的靜電斥力；后續(xù)加入的有機高分子絮凝劑APAM發(fā)揮吸附-架橋的作用，聚集淤泥細顆粒為較大的絮體，利于淤泥顆粒間水分的排出；最后摻入的無機調(diào)理劑LAC則發(fā)揮了骨架構(gòu)建劑的作用，在淤泥脫水壓實過程中營造出排水通道，提升了淤泥泥餅的孔隙度6.4%，利于淤泥泥餅內(nèi)部水分排出，進一步提升了脫水效果。

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（編輯：劉 媛）

Optimization and action mechanism of composite conditioner for lake sludge dewatering and solidification

WANG Longtao1，2，3，4，XIA Xinxing1，2，3，4

（1.CCCC Second Harbor Engineering Co.，Ltd.，Wuhan 430040，China； 2.CCCC Highway Bridge National Engineering Research Centre Co.，Ltd.，Wuhan 430040，China； 3.Key Laboratory of Large-Span Bridge Construction Technology，Wuhan 430040，China； 4.Research and Development Center of Transport Industry of Intelligent Manufacturing Technologies of Transport Infrastructure，Wuhan 430040，China）

Abstract：

Aiming at the difficult problem of dewatering and solidification of lake sludge，the composite conditioner formed by the combination of organic flocculant，inorganic flocculant and skeleton builder was used to modify the lake sludge.The ratio of each component was optimized by response surface method，and the mechanism of composite conditioner was discussed.The results showed that the optimal combination of composite conditioner was 4.11 g/L polyaluminium chloride（PAC），0.18 g/L anionic polyacrylamide（APAM）and 18.06 g/L low alkaline sludge consolidation agent（LAC）.After using the composite conditioner，the sludge specific resistance of lake sludge was reduced by 87.6%，the pressure filtration dehydration time was reduced by 70.6%，the tail water pH reached the discharge standard，and the dehydration efficiency was 5.9% higher than that of quicklime.The mechanism of the composite conditioner was as follows：the PAC component reduced the absolute value of the Zeta potential of the sludge by 9.5 mV，thereby reducing the electrostatic repulsion between the sludge particles；the subsequent addition of APAM played the role of adsorption-bridging，and aggregated the fine particles of the sludge into larger flocs，which was conducive to the discharge of water between the sludge particles；the final doping of LAC played the role of skeleton builder，creating a drainage channel in the process of sludge dewatering and compaction，increasing the porosity of sludge cake by 6.4%，and further improving the dewatering effect.The research results can provide reference for the efficient and environmentally friendly disposal of lake sludge.

Key words：

lake sludge；sludge dewatering；flocculant；skeleton builder；response surface method