剩余污泥是活性污泥法处理城市生活污水时的副产物，具有含水率高、组分复杂、处置困难、易造成二次污染等特点。近年来，我国剩余污泥产量逐年增加，已成为全球最大的剩余污泥产生国。据报道，截至2019年2月底，不含乡镇及工业污水处理厂，全国累计建成城市污水处理厂5 500多座，干污泥年产量超过5 500万t，其处理处置费用占污水处理厂总运行费用的30%～60%^[1]。剩余污泥的处理已成为目前亟待解决的问题。

剩余污泥的含水率一般为98%以上，脱水减容是剩余污泥处理处置的关键步骤。然而，剩余污泥受“粘胶相区”的影响，高效脱水困难^[2]。研究表明，对剩余污泥先进行调理，再进行脱水能够有效改善污泥絮体骨架结构和理化性质，提高脱水性能和脱水效率^[3,4]。化学调理是目前应用最广泛的污泥调理方法，常用的污泥调理剂主要包括阳离子型聚丙烯酰胺（PAM）、聚合氯化铝（PAC）、氯化铁（FeCl₃）以及钙盐（Ca²⁺)^[5,6]。可以发现，现有的化学调理剂大多为购买的化学药剂产品，而化学调理方法虽然操作简便却有药耗大、调理成本高等问题存在。因此，利用各种废弃物中的剩余有效组分对剩余污泥进行调理，降低调理成本，是目前污泥调理及脱水研究方向的研究热点之一。

钙离子（Ca²⁺）不仅能够通过压缩双电层和吸附-电中和作用改善污泥脱水性能，同时能够改善污泥絮体骨架结构，提高污泥絮体强度和抗压缩性，减少絮体在压滤脱水过程中的崩塌，从而提高污泥压滤脱水性能^[6,7,8]。海水中含有大量的Ca²⁺，具备改善污泥絮体结构，提高污泥脱水性能的潜力。国内外关于利用海水作为污泥调理剂的相关研究较少。上海大学的Liu等^[9]曾利用海水和盐产品加工废水对剩余污泥进行调理，发现污泥脱水性能和沉降性能显著提高，并通过响应曲面试验确定了Ca²⁺是2种高盐废水发挥污泥调理作用的主要有效组分，然而并未对该调理过程中污泥絮体结构及表面理化性质变化进行深入分析。

利用膜法进行海水淡化过程中所产生的浓盐废水是一种高盐废水，其Ca²⁺浓度为海水的1.5～2倍，利用其对剩余污泥进行调理可使污泥混合液有更高的Ca²⁺浓度，有望获得更好的调理效果。同时，海水淡化浓盐废水作为一种高盐废水极易污染环境，其处理处置是目前也是有待解决的环境问题。所以，利用海水淡化浓盐废水调理污泥不仅能够有效强化污泥絮体结构，提高污泥脱水性能，同时污泥絮体对Ca²⁺的吸附利用能够减少海水淡化浓盐废水中的Ca²⁺，起到类似阻垢剂的作用，有利于海水淡化浓盐废水通过反渗透或膜蒸馏等方式进一步浓缩，这就有效降低海水淡化浓盐废水通过晒盐的方式进行最终处理处置的成本，实现“以废治废”。

本研究以城市污水处理厂剩余污泥为研究对象，分别以海水淡化水厂反渗透（RO）浓盐废水和实验室配制的RO浓盐废水模拟液作为污泥调理剂对剩余污泥进行调理，探究海水淡化浓盐废水对剩余污泥的调理效能和作用机制，考察该过程中污泥脱水性能、絮体结构和絮体理化性质的变化规律，确定海水淡化浓盐废水调理剩余污泥的最佳投加量，分析海水淡化浓盐废水中有效调理组分及各组分调理作用效能，以期探究海水淡化浓盐废水作用污泥调理剂的可行性和作用机制，提出一种成本低、环境友好的污泥化学调理方法，为减少污泥调理药耗，降低污泥处理处置成本，实现污泥高效调理和脱水提供技术支持。

试验所用污泥为哈尔滨市文昌污水处理厂剩余污泥，基本性质如表1所示。污泥取回后保存在4℃冰箱中储存，使用前，弃去上清液使污泥浓度保持在18g/L，全部试验于48h内完成。

试验所用的RO浓盐水取自天津市滨海新区大港新泉海水淡化厂，基本性质如表2所示。新泉海水淡化厂处理水量总规模为16万m³/d，一期规模10万m³/d，实际产水7万m³/d，采用反渗透海水淡化技术，工艺流程包括预处理、超滤、反渗透、后处理等。

本研究通过RO浓盐水调理污泥试验考察RO浓盐水对剩余污泥脱水性能和絮体结构的改善效能和作用规律。在此基础上，通过RO浓盐水模拟液调理污泥试验来探究RO浓盐水中对剩余污泥产生调理作用的有效组分以及各组分对污泥调理效能。全部试验采用烧杯搅拌试验进行，通过六联搅拌机（MY3000-6M，武汉梅宇）完成。

RO浓盐水调理污泥试验。取一定体积的试验用污泥与一定体积的RO浓盐水混合搅拌，搅拌参数为：300r/min快搅1min,150r/min慢搅1h。待污泥与RO浓盐水搅拌完成后静置1h，然后抽出与加入的RO浓盐水同体积的上清液，使反应后污泥体积与反应的原污泥体积保持一致，保证反应前后污泥样品MLSS不变。具体试验条件见下表3。

污泥脱水性能以污泥毛细吸水时间（CST）、污泥离心脱水率和离心脱水底泥含固率3个指标衡量。污泥CST可用于表征污泥脱水速率，采用CST测定仪（304M,Triton Electronics）测定，漏斗直径为1.8cm，测定泥量约为8 mL，滤纸采用Whatman17#层析滤纸。污泥离心脱水率和离心底泥含固率均通过实验室离心的方式测定，两者分别参照式（1）和式（2）计算得到，测定泥量为50mL，离心参数为离心力5 000g，离心时间10min。

式中L———离心上清液重量，g;

T———离心上清液悬浮物重量，g;

M———离心污泥悬浮液重量，g;

N———离心污泥悬浮液无机盐重量，g;

N₀———原泥悬浮液无机盐重量，g;

P———离心底泥水分重量，g;

R———离心底泥总重量，g;

S———离心底泥中无机盐重量，g;

S₀———原泥离心底泥无机盐重量，g。

污泥混合液悬浮固体浓度（MLSS）和污泥混合液挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）参照标准方法测定^[10]。污泥粘度采用数显式SNB-2型粘度计测定，所测污泥量为300mL。污泥粒径以污泥平均粒径d_0.5表征^[11]，采用马尔文激光粒度仪（MS-2000,Malvern）测定，所测样品量为3mL，稀释剂采用蒸馏水。污泥上清液Zeta电位采用马尔文Zeta电位测定仪（MS90,Malvern）测定，所测样品量为5mL。

污泥胞外聚合物（EPS）分为溶解性胞外聚合物（S-EPS）、松散型胞外聚合物（LB-EPS）和紧密型胞外聚合物（TB-EPS)^[12]。试验中EPS的提取采用修正的“两步热提取法”^[13]，主要操作步骤为：取污泥样品50mL在4 000g下离心5min，取上清液经0.45μm滤膜过滤后即为S-EPS；取底泥加入质量分数为0.05%的55℃的NaCl溶液至50mL，混匀后立即漩涡震荡1min,4 000g下离心10min，取上清液经0.45μm滤膜过滤后即为LB-EPS；然后继续向底泥加0.05%的NaCl溶液至50mL，混匀后经60℃水浴30min，然后4 000g离心15min，取上清液经0.45μm滤膜过滤后即为TB-EPS。S-EPS、LB-EPS和TB-EPS溶液保存在4℃冰箱中，在2d内完成检测。

试验分别以污泥CST和污泥离心脱水性能表征脱水速率和可脱水程度，考察不同RO浓盐废水投加量条件下污泥脱水性能的变化规律，结果如图1和图2所示。

由图1可知，当RO浓盐废水投加比为0～0.6时，随着RO浓盐废水投加比的增大，污泥CST值无显著变化，污泥脱水速率不变；当RO浓盐废水投加比为0.6～1.4时，随着RO浓盐废水投加比的增大，污泥CST值略有增大，从投加比为0.4时的36.59s小幅度增大至投加比为1.4时的43.9s，污泥脱水速率略有降低；当RO浓盐废水投加比大于1.4时，污泥CST值随着RO浓盐废水投加比的增大而保持不变，污泥脱水速率保持稳定。分析可知，当投加比小于0.6时，投加RO浓盐废水对污泥脱水速率无显著影响，进一步投加RO浓盐废水（投加为0.6～1.4时）则会使污泥脱水速率略微降低，继续投加RO浓盐废水（投加比为1.4～2.4时）不会造成污泥脱水速率的继续降低。

由图2可知，投加RO浓盐废水后，污泥离心脱水率显著增大，离心底泥含水率显著降低，说明污泥离心脱水性能和可脱水程度显著提高。当RO浓盐废水投加比在0～1.4时，随着投加比的增大，污泥离心脱水率从原泥的86.61%逐渐增大至投加比为1.4时的88.96%，离心底泥含水率从原泥的87.023%逐渐降低至84.317%，污泥离心脱水性能和可脱水程度逐渐提高，且提高速率随着RO浓盐废水投加比的增大而逐渐降低。当RO浓盐废水投加比大于1.4时，随着RO浓盐废水投加比的增大，污泥离心脱水率逐渐降低至投加比为2.4时88.40%，离心底泥含水率增大至84.675%，污泥离心脱水性能和可脱水程度恶化。分析可知，RO浓盐废水对剩余污泥具有显著的调理效果，以污泥离心脱水率和离心底泥含水率为调理效果评价指标的最佳RO浓盐废水投加比均为1.4，在此最佳投加比条件下，污泥离心脱水率较原泥增大2.35%，离心底泥含水率较原泥减小2.706%。当RO浓盐废水投加比小于最佳投加比时（投加比1.4),RO浓盐废水对污泥调理效果（即离心脱水性能和可脱水程度的改善效果）随着投加比的增大而逐渐增强，但增强速率逐渐降低，然而当RO浓盐废水投加比大于最佳投加比时，继续投加RO浓盐废水反而会导致其对污泥调理效果减弱（即离心脱水性能和可脱水程度的改善效果减弱）。

在上述试验结果的基础上，以FeCl₃作为传统污泥调理的代表，对比分析RO浓盐废水和传统污泥调理剂对剩余污泥的调理效果。从图2中可以看出，在本试验所设置的全部RO浓盐废水投加比条件下（投加比为0.2～2.4时），RO浓盐废水调理后污泥离心脱水率（87.81%～88.96%）均显著高于FeCl₃调理后的污泥（87.74%），离心底泥含水率（84.317%～85.784%）均显著低于FeCl₃调理后的污泥（86.067%）。在最佳RO浓盐废水投加比（投加比1.4）条件下，RO浓盐废水调理后污泥离心脱水率比FeCl₃调理后的污泥离心脱水率高1.22%,RO浓盐废水调理后污泥的离心底泥含水率比FeCl₃调理后的污泥离心底泥含水率低1.75%。分析可知，RO浓盐废水调理后污泥离心脱水性能和可脱水程度显著优于FeCl₃调理后的污泥，RO浓盐废水对剩余污泥脱水性能的改善效果优于FeCl₃。

试验以污泥粘度、粒径、上清液Zeta电位、絮体强度因子和束缚水含量表征污泥絮体结构性质，考察不同RO浓盐废水投加量条件下污泥絮体结构及理化性质的变化规律，结果如图3～图6所示。

由图3可知，经RO浓盐废水调理后污泥粘度显著减小，从原泥的0.138Pa·s降低至0.095～0.103Pa·s，且不同RO浓盐废水投加比条件下污泥粘度并无显著变化。污泥组分复杂，粘度变化不仅与污泥胶粒、无机杂质、絮体大小、粘结形式等内在因素有关，还与调理效能等外在因素相关，其变化是多种因素共同作用的结果。本试验中调理后污泥粘度减小可能源于以下两方面原因：（1）试验过程中在污泥内投加了大量RO浓盐废水，并在调理结束后将同体积的污泥上清液抽走，污泥内部分胶体颗粒及溶解性物质随着上清液被抽出，导致污泥粘度减小；（2)RO浓盐废水中的Ca²⁺对污泥絮体具有电中和、压缩双电层和强化污泥絮体骨架结构等作用，改善了污泥絮体结构及理化性质，使污泥粘度减小。

由图4可知，投加RO浓盐废水后污泥粒径略有增大，从原泥的80.2μm小幅度增大至81.43～84.42μm，但增大幅度并不显著，且随着RO浓盐废水投加比的增大，调理后污泥粒径无显著变化规律。分析可知，尽管RO浓盐废水中的Ca²⁺对污泥絮体有电中和和吸附-架桥作用，但其絮凝作用并不显著，同时RO浓盐废水中大量存在的Na⁺对污泥絮体具有破坏作用，严重阻碍污泥絮体的絮凝，因此RO浓盐废水对污泥絮体并没有显著的絮凝作用，调理后污泥粒径无显著变化。调理后污泥絮体强度的提高是因为RO浓盐废水中Ca²⁺对污泥絮体骨架构建和强化作用所导致的。随着RO浓盐废水投加比的增大，污泥混合液中Ca²⁺浓度增大，Ca²⁺对污泥絮体骨架构建和强化作用增强。但当RO浓盐废水投加量过高时（投加比≥2.4),RO浓盐废水中所含有的大量Na⁺造成调理过程中污泥混合液中Na⁺浓度过高，对污泥絮体具有破坏作用。

由图5和图6知，随着RO浓盐废水投加比的增大，污泥上清液Zeta电位呈现出先显著升高，随后逐渐降低的变化规律。当RO浓盐废水投加为0～1.4时，随着投加比的增大，污泥上清液Zeta电位从原泥的-9.92 mV稳定升高至投加比为1.4时的-3.63mV，污泥絮体电负性减弱。当RO浓盐废水投加比继续增大至2.4时，污泥上清液Zeta电位逐渐降低至-8.07mV，污泥电负性快速提高。分析可知，RO浓盐废水调理污泥过程中，其所含有的Ca²⁺与污泥絮体表面负电位点结合，对污泥絮体具有电中和作用和压缩双电层作用，使得上清液Zeta电位显著升高。然而，当RO浓盐废水投加量过大时（投加比>1.4),RO浓盐废水中所含有的大量Na⁺使污泥絮体结构遭到破坏，部分带有负电位的絮体组分进入上清液，引起上清液Zeta电位降低，同时污泥絮体结构被破坏导致絮体结构松散。

在上述研究结果的基础上，下面用试验考察不同RO浓盐废水投加量条件下污泥各层EPS含量的变化规律，分析RO浓盐废水调理对污泥絮体EPS结构及含量的影响，结果如图6所示。

由图6可知，随着RO浓盐废水投加比的增大，污泥各层EPS含量均有所增大，S-EPS含量从原泥的50mg COD/L稳定增大至RO浓盐废水投加比为2.4时的504mg COD/L;LB-EPS含量从原泥的168 mg COD/L逐渐增大至投加比为1.0时的528mg COD/L，随后减小至投加比为1.4时的404mg COD/L，最后又逐渐增大至投加比为2.4时的641mg COD/L;TB-EPS含量从原泥的1 204 mg COD/L逐渐增大至投加比为1.4时的1 432 mg COD/L，随后降低至投加比为1.8时的1 324 mg COD/L，最后增大至投加比为2.4时的1 508 mg COD/L。

分析可知，经RO浓盐废水调理后污泥各层EPS含量均有所增大，且随着RO浓盐废水投加比的增大，各层EPS的含量均呈现逐渐增大的趋势。RO浓盐废水中大量存在的Na⁺对污泥絮体具有破坏作用，部分污泥絮体有机物释放进上清液中，导致S-EPS含量的增大。在Na⁺破坏污泥絮体结构的同时RO浓盐废水中的Ca²⁺能够对被破坏的絮体结构起到重新构架骨架结构和强化絮体结构的作用，从而提高污泥絮体强度和可压缩性，并改善污泥絮体离心脱水性和可脱水程度。然而，试验中用热提取法提取EPS过程中，Ca²⁺构架的絮体骨架结构可能被热作用所重新破坏，导致污泥絮体中可提取EPS含量增多，LB-EPS和TB-EPS含量增大。随着RO浓盐废水投加比的增大，调理过程中污泥混合液的Na⁺浓度也在增大，对污泥絮体的破坏作用随之增强，释放进上清液中的有机物增多，因此污泥S-EPS含量随着RO浓盐废水投加比的增大而逐渐增大。污泥LB-EPS含量在RO浓盐废水投加比为1.4时的反常减小可能是因为此时RO浓盐废水中Ca²⁺对污泥絮体的骨架构建和强化作用较强，在试验提取LB-EPS时1min的热作用并未使Ca²⁺构建的絮体骨架充分破坏，因此提取的LB-EPS含量较少。

本研究所提出的RO浓盐废水调理方法能够有效改善污泥脱水性能，且具备实际应用前景。该调理方法尤其适用于沿海城市建设于海水淡化厂附近的污水处理厂。海水淡化厂所生产的海水淡化浓缩液（即RO浓盐废水）可通过管道运输或交通工具运输等方式外运至附近的污水处理厂，与污泥浓缩池排出的浓缩剩余污泥以1∶1.4的体积比混合（最佳投加量）混合搅拌。调理后的混合液可采用板框压滤或离心脱水等机械脱水方式进行脱水，脱水后底泥可外运处置。脱水滤液中因含有大量Na⁺、K⁺等离子，盐度较高，需采用合适的处置方式。

本研究认为，脱水滤液可回流至污水处理段，与市政污水混合一同处理。已有研究表明，适当提高污水中盐度并不会对活性污泥中功能微生物活性造成影响，也不会降低污水处理效率^[14,15,16]。同时，脱水滤液中所含有的部分有机物、氮磷等物质是由于污泥破解所释放的，即来源于原始污水，因为是可以被污水处理段妥善处理的。而且，相比于污水处理厂每日处理的污水量，污泥脱水滤液体积较小，因此其中所包含的各种离子、有机物以及氮磷等污染物不会引起原始污水进水水质的较大变化，不会对污水处理段造成影响。因此，将脱水滤液回流至污水处理段可以妥善处置脱水高盐度脱水滤液，同时不会影响污水处理效果。

此外，由于剩余污泥在调理过程中为高盐度条件，会造成部分微生物死亡，因此这对于污泥稳定化和提高卫生学参数是有益处的。

本研究采用海水淡化过程中产生的RO浓盐废水作为调理剂对剩余污泥进行调理，以期利用RO浓盐废水中大量存在的Ca²⁺强化污泥絮体骨架结构，提高污泥脱水性能。研究过程中考察了在不同RO浓盐废水投加比条件下污泥脱水性能、絮体结构、理化性质以及污泥EPS结构及含量的变化规律，得到研究结论如下：

(1)RO浓盐废水调理后污泥CST略有增大，污泥脱水速率小幅度恶化，但污泥离心脱水率显著提高，离心底泥含水率显著降低，污泥离心脱水性能和可脱水程度显著提高，RO浓盐废水对剩余污泥调理效果显著。在本研究试验条件下，RO浓盐废水调理污泥的最佳投加比为1.4，在此投加比条件下，污泥离心脱水率从原泥的86.61%提高至88.96%（提高2.35%），比FeCl₃调理后的污泥离心脱水率高1.22%，离心底泥含水率从原泥的87.023%降低至84.317%（降低2.706%），比FeCl₃调理后的污泥低1.75%，调理效果显著优于FeCl₃对污泥的调理效果。

(2)RO浓盐废水调理后，污泥粘度显著降低，污泥粒径无明显变化，絮体强度因子显著增大，絮体强度显著增强，污泥上清液Zeta电位显著升高，污泥电负性减弱，污泥絮体束缚水含量显著降低。RO浓盐废水投加比为1.8时污泥絮体强度最大，此时絮体强度因子从原泥的0.651增大至0.762。RO浓盐废水投加比为1.4时污泥上清液Zeta电位最高，絮体束缚水含量最低，此时上清液Zeta电位从原泥的-9.92mV升高至-3.63mV，絮体束缚水含量从原泥的3.95kg水/kg DS降低至3.03kg水/kg DS。

(3)RO浓盐废水调理污泥过程中，其所含有的Ca²⁺与污泥絮体表面负电位点结合，对污泥絮体具有电中和作用和压缩双电层作用，使污泥絮体强度增强，上清液Zeta电位显著升高，絮体束缚水含量降低，污泥离心脱水性和可脱水程度提高。然而，当RO浓盐废水投加量过大时（投加比>1.4或1.8),RO浓盐废水中所含有的大量Na⁺使污泥絮体结构遭到破坏，絮体强度减弱，部分带有负电位的絮体组分放进上清液中，引起上清液Zeta电位降低，同时污泥絮体结构的破坏造成絮体结构松散，更多自由水进入并被束缚在絮体内部，导致絮体束缚水含量显著增大，污泥脱水性能恶化。

(4)RO浓盐废水调理污泥过程中其所含有的大量Na⁺使污泥中部分微生物死亡，导致絮体内部分有机物溶出，S-EPS含量增大。尽管RO浓盐废水中所含有的Ca²⁺能够对破坏的絮体结构起到重新构架骨架结构和强化絮体结构的作用，但其骨架构建和强化作用不如热提取法提取EPS过程中的热作用效果强，因此RO浓盐废水调理后污泥LB-EPS和TB-EPS含量增大。

(5）针对高盐度脱水滤液提出了3种处置途径：物化/生化处理后用于晒盐，海洋排放和回流至污水处理段，解决了RO浓盐废水调理污泥后其高盐度脱水滤液的处置难题。