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近年来，城市水体病原微生物污染问题日益突出[1]，雨水径流是主要污染源之一。我国城市雨水径流粪大肠菌群(fecal coliforms)浓度为105~107 CFU·L−1，高出地表水环境质量标准[2](III类和V类水体粪大肠菌群不超过10 000 个·L−1和40 000 个·L−1，当粪大肠菌群采用滤膜法或平板计数法测定时，其计数单位为菌落数，表示为CFU·L−1)1~3个数量级[3]。在一些以合流制为主的老城区，含有生活污水的合流制溢流水直接排入城市的河湖，也会引起病原微生物污染，对人体健康及城市水生态造成威胁。
雨水具有分散、水量大的特点，因此，常见的紫外消毒、加氯消毒等技术很难应用于雨水消毒。生物滞留池是海绵城市建设主要推广的雨水净化技术措施之一，当采用特殊基质作为其换土层中的一部分时，如改性活性炭[4]、生物炭[5]、沸石[6]、负载银纳米颗粒的木片[7]等，可以增强其细菌去除效能，达到去除雨水径流中的病原微生物的目的。无机金属离子抗菌材料具备长效性、抗菌广谱性等优点，尤其是银系材料和铜系材料[8]在水处理领域中应用广泛。以沸石做负载类抗菌填料不仅制备方法简单、成本更低[9]，而且还可去除雨水径流中的氨氮[10]。
在国外关于雨水滤池或生物滞留池除菌性能的研究中，进水病原菌浓度较低(104~105 CFU·L−1)，与国内的实际雨水水质差距较大，而且没有合流制溢流水的相关研究[11]。本研究制备了载铜沸石和载银沸石作为雨水滞留池换土层基质，以细沙作为对照基质，通过静态摇瓶实验和动态填料柱模拟实验，考察其在不同大肠杆菌浓度和合流制溢流水进水情况下的除菌效果，以期为除菌雨水滞留池的基质选择和设计提供参考。
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葡萄糖(C6H12O6)、氯化铵(NH4Cl)、磷酸二氢钾(KH2PO4)、氯化铜(CuCl2·2H2O)、硝酸银(AgNO3)、硝酸钾(KNO3)、尿素(CH4N2O)、氯化钠(NaCl)、盐酸(HCl)均为分析纯；大肠埃希式菌(E.coli，CMCC 44102)；天然沸石。
依据文献中复杂生物滞留池的相关要求[12]，设计雨水滞留池填料柱。采用3个结构相同的有机玻璃圆柱形填料柱模拟雨水滞留池，直径150 mm，壁厚5 mm，总高度1 000 mm(填充高度940 mm)，底部通过玻璃管抬升出水高度至300 mm，以形成淹没区。实验用水从顶部泵入，经过分散布水器流经各层填料，由底部玻璃管流出。实验装置见图1。
实验柱中分层填充不同中值粒径(D50)和高度(H)的填料，自上而下依次为卵石布水层(D50=10 mm，H=50 mm)、除菌填料层(H=170 mm)、细沙层(D50=0.3 mm，H=550 mm)、粗沙层(D50=1 mm，H=70 mm)和卵石排水层(D50=15 mm，H=100 mm)。3个实验柱的除菌填料层的基质分别为载银柱(负载银的改性沸石100 mm+天然沸石70 mm)，载铜柱(负载铜的改性沸石100 mm+天然沸石70 mm)和填充细沙的对照柱。
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1)沸石改性与铜银负载。将天然沸石用去离子水清洗、烘干后进行改性。为提高离子交换率，先制备Na沸石。取天然沸石按质量比为1∶5的比例加入到2 mol·L−1 氯化钠溶液中，搅拌、静置、洗涤后干燥，制得改性Na沸石。取Na沸石80 g加入到400 mL 0.1 mol·L−1硝酸银溶液中，调节pH至7.00，水浴60 ℃搅拌2 h，静置24 h后，洗涤、烘干，制得载银沸石。取Na沸石80 g加入到400 mL 0.1 mol·L−1 氯化铜溶液中，水浴80 ℃搅拌2 h，调节pH至8.00，继续搅拌2 h，过夜静置、洗涤、烘干；于180 ℃中焙烧2 h，洗涤、烘干，制得载铜沸石。
2)静态摇瓶实验。准确称取干燥后的1.00 g细沙、天然沸石、载银沸石和载铜沸石，分别投入E.coli 浓度为107 CFU∙L−1的大肠杆菌菌液和合流制溢流水的锥形瓶中，锥形瓶已灭菌并用无菌透气封口膜密封，置于恒温水浴振荡摇床中控制25 ℃、150 r·min−1振荡240 min，分别在第0、10、30、60、120、240分钟取上清液，测定其E.coli菌数和Ag+、Cu2+浓度。
3)动态填料柱模拟实验。① 阶段1。实验进水为去离子水配制的E.coli菌液，浓度分别为107、106、105 CFU·L−1，考察填料柱对不同E.coli浓度进水的除菌效果。E.coli浓度为107、106 CFU·L−1的实验分别持续13 d，1~5 d每1 d进水1次，其后设置落干期，每3 d进水1次；E.coli浓度为105 CFU·L−1的实验持续8 d，每1 d进水1次。每一E.coli浓度条件下的实验结束后，用无菌去离子水淋洗3 d。②阶段2。实验进水为人工配制的合流制溢流水[13](生活污水∶雨水=1∶4)，考察COD、TN和TP等污染物对实验柱除菌效果的影响。进水水质为COD 194 mg·L−1、TN 16 mg·L−1、TP 1.8 mg·L−1、E.coli 106 CFU·L−1。实验持续18 d，进水设置落干期。2个阶段的每次进水的历时均为6 h，进水流量为0.6 L·h−1，水力负荷为36.13 L·(h·m3)−1。实验期间测定进出水水样的COD、TN、TP、E.coli菌数及Ag+、Cu2+浓度。
4)参照相关国家标准[14]，采用重铬酸钾法测定COD、紫外分光法测定TN、钼酸铵光度法测定TP、平板计数法测定大肠杆菌菌数。金属负载量采用王水-高氯酸法[15]消解沸石样品，电感耦合等离子原子发射光谱(ICP-AES)测定Ag+、Cu2+浓度，Ag+、Cu2+浓度流失量也采用ICP-AES测定。
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本研究制得的金属负载沸石的银负载量为0.50 mg·g−1，铜负载量为7.4 mg·g−1。载银沸石、载铜沸石的比表面积、孔容高于天然沸石，平均孔径则小于天然沸石，具体参数如表1所示。
摇瓶实验的振荡初期，2种沸石的金属离子流失较快，前10 min的流失量达到总流失量的60%，之后逐渐放缓，在120 min时达到稳定。在相同的实验条件下，载银沸石的最大Ag+流失量为0.013 mg·g−1，载铜沸石的最大Cu2+流失量为0.009 mg·g−1。
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从图2可以看出，同一种基质对大肠杆菌液和模拟合流制溢流水的E.coli去除率无显著差异(P>0.05)，但4种基质之间存在显著差异(P<0.05)。在进水E.coli浓度为107 CFU·L−1时，反应30 min后，载银、载铜沸石对E.coli的去除率就达到了88%以上，远远高于天然沸石和细沙；反应时间240 min时，出水E.coli浓度已经远低于地表V类水所规定的40 000个∙L−1。
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图3反映了3种实验柱在不同进水E.coli浓度下的除菌情况。在同一进水浓度下，出水E.coli浓度由高到低顺序为细沙对照柱、载银沸石柱、载铜沸石柱；在3个进水浓度水平下，载铜、载银沸石柱的E.coli去除率均达到90%以上，彼此差异不显著(P>0.05)，但与对照柱相比则均有显著差异(P<0.05)。当进水E.coli浓度为105 CFU·L−1时，载铜沸石柱出水平均E.coli浓度为9.75×103 CFU·L−1，达到地表水III类标准(10 000 个·L−1)的要求；当进水E.coli浓度为106 CFU·L−1时，载铜沸石柱出水平均E.coli浓度为5. 52×104 CFU·L−1，略高于地表水V类标准(40 000个·L−1)的要求。
E.coli的去除率与基质的表面性质有关，细沙对照柱主要依靠截滤、沥滤与吸附过程去除E.coli，能力有限[16]。沸石与带负电的细菌外膜的接触，使得负载的Cu2+、Ag+等离子通过静电引力吸附在带有负电荷的细胞壁上，Ag+通过与细菌细胞壁蛋白的N或O结合[17]，Cu2+通过使细胞膜脂质过氧化[18]，破坏胞壁结构, 从而进入细胞内，扰乱细菌的生理活动，致使E.coli失活[19]。
实验柱沸石的载银量远低于载铜量，但在运行中银的流失率高于铜的流失率，与静态摇瓶实验的测定结果一致。当进水E.coli浓度为106 CFU·L−1时，载银柱出水的Ag+浓度为(0.007±0.001) mg·L−1，而载铜柱出水的Cu2+浓度为(0.002±0.001) mg·L−1，远远低于地表水环境质量标准III类水要求的1.0 mg·L−1。从减少重金属污染的角度看，载铜沸石比载银沸石更适合作为雨水滞留池的填料。
在实验阶段1的落干期，柱内水面高度维持在除菌填料层以下。负载沸石上流失进入水中的Ag+、Cu2+浓度很低，不足以起到持续杀菌效果。由图3(a)和图3 (b)可以看出，落干期时出水E.coli浓度较稳定，无显著变化(P>0.05)。与LI等[20]的研究一致，本实验中淋洗时也观察到5.2%~8.1%(去离子水冲洗后出水/最后一周期过滤出水)的E.coli净流出现象，并且随着进水E.coli浓度的下降而下降。由此推测，实验柱内可能的变化是：初期进水E.coli浓度较高，实验柱内有一部分E.coli截留在填料缝隙或吸附在上层沸石表面，负载的Ag+、Cu2+等与E.coli的接触不充分；随着运行周期的延长，这部分E.coli逐渐脱附、随水流出，同时上层的沸石、细沙逐渐恢复了与E.coli的有效接触。
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在实验阶段2，即模拟合流制溢流水的处理实验中，实验柱对COD、TN、TP和E.coli的平均去除效果及随出水流失的Ag+、Cu2+情况如表2所示。3种实验柱对TP和COD的去除率相近，无显著差异(P>0.05)，载铜、载银沸石柱对TN的去除效果高于细沙对照柱；经过2 d的落干期后，COD、TN和TP的去除率均有一定程度的增加。与阶段1相比，随出水流失的Ag+、Cu2+浓度稍高，但仍低于地表水III类标准。
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图4显示了3种实验柱出水的E.coli浓度。当合流制溢流水中E.coli进水浓度为106 CFU·L−1时，载铜沸石柱出水E.coli最低，稳定在9.76×104 CFU·L−1左右；载银沸石柱略高，平均为1.20×105 CFU·L−1；细沙对照柱最高，为6.23×105 CFU·L−1。3个实验柱对E.coli的去除率(见表2)与实验阶段1相同E.coli水平下的去除率(91.91%)持平(P>0.05)，基本不受合流制溢流水中其他污染物的影响。
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在实验的8个运行周期内，COD、TN、TP虽然对E.coli的去除没有显著影响，但金属离子的流失有所增加。由于运行时间较短，实验柱内未生长生物膜，故吸附是实验柱去除COD、TN、TP等的主要方式；随着运行周期的延长，沸石吸附更多的正离子，或加重Ag+、Cu2+的流失，同时，阻碍金属离子与E.coli的接触，最终导致E.coli去除率下降。
在溢流水实验中，去除率最高的载铜沸石柱出水E.coli浓度、COD值和TN的浓度分别为9.76×104 CFU·L−1、122.03 mg·L−1和6.01 mg·L−1，高于地表水V类的相关标准。另外，有研究表明，过多的有机物和营养物质不仅会与指示菌竞争吸附位点[21]，还能为指示菌的繁殖提供养分、减少自然衰亡、延长其存活时间[22]。因此，采用除菌雨水滞留池同步去除有机污染物、氮、磷和细菌，更适合在雨水水质相对较好的地区使用，或设置预处理设施。
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1)采用负载金属的沸石基质滞留池模拟实验柱去除雨水中以E.coli为指示菌的病原菌。在105~107 CFU·L−1的进水E.coli浓度下，载铜沸石和载银沸石基质的实验柱均保持了90%以上的E.coli去除率，载铜柱的去除效果更好。当进水E.coli浓度为105 CFU·L−1且无有机物和氮磷污染时，载铜沸石柱出水平均E.coli为9.75×103 CFU·L−1，达到地表水环境质量标准中III类水的要求。
2)负载金属的沸石基质会有少量的金属流失，但实验柱出水中的Ag+和Cu2+远低于地表水III类标准，且Cu2+流失量更低，故载铜沸石比载银沸石更适合作为雨水滞留池的填料。
3) 合流制溢流水中的有机物、氮和磷对E.coli的去除率基本无影响，与单纯E.coli进水下的去除率持平(P>0.05)；同时，实验柱对有机物和氮均有一定的去除效果，对磷的去除率达97%。
铜银负载沸石基质雨水滞留池的除菌性能
Bacterial removal performance of rainwater retention tank with copper or silver loaded zeolite substrate
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摘要: 针对城市水体的病原微生物污染问题，设计了以铜银负载沸石为基质的雨水滞留池模拟柱，用于去除合流制溢流水中的以大肠菌群为指示菌的病原微生物；通过静态实验考察了制备的载铜和载银沸石的铜、银的流失量和除菌效果，并用模拟柱进行了含不同大肠杆菌浓度的进水及合流制溢流水的除菌实验。结果表明：载铜沸石的Cu2+流失量相对于载银沸石的Ag+流失量更小；在105~107 CFU·L−1的进水大肠杆菌浓度下，2种沸石柱的除菌率均在90%以上；在连续18 d的运行过程中，2种沸石实验柱对大肠杆菌浓度为106 CFU·L−1的合流制溢流水的除菌率也保持在90%以上，且未受到水中的COD、TN、TP的影响。载铜和载银沸石基质滞留池可以有效地降低雨水中的病原微生物风险。Abstract: To control pathogenic microorganisms pollution in urban water, a rainwater retention tank with filter media of copper or silver loaded zeolite was designed to remove pathogenic microorganisms with coliform bacteria as indicator bacteria in combined sewer overflow. The metal loss and bacteria-eliminating abilities of copper loaded and silver loaded zeolite were investigated by batch experiments, and the latter was further proved by filled simulated columns test for treating synthetic water with different coliform bacteria concentrations or combined sewer overflow. The results show that Cu2+ loss from copper loaded zeolite was lower than Ag+ loss from silver loaded zeolite. The bacterial removal efficiencies of the two zeolite columns were above 90% at the influent E. coli. concentration of 105~107 CFU·L−1. During 18 d consecutive filtration operation, the bacterial removal efficiencies of the two zeolite columns maintained above 90% for the combined sewer overflow with E. coli. of 106 CFU·L-1, which was not affected by COD, TN and TP. In short, the retention tank with filter media of copper or silver loaded zeolites can effectively reduce the risk of pathogenic bacteria in rainwater runoff.
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市政污泥是城市污水处理过程中不可避免的副产物，其含水率高、有机质含量高、成分复杂，并且含有大量的寄生虫卵、病原微生物和一定量的重金属[1]。近年来，市政污泥的产量也在不断增加，预计2025年我国污泥年产量将突破9×107 t，污泥处理处置已成为一项亟待解决的难题[2]。污泥的主要处置方式包括卫生填埋、农业利用、干化焚烧、建筑材料利用等，我国较大部分污泥采用填埋方式，约占我国污泥总处置量的65%[3]。
由于我国早期污水处理厂存在着“重水轻泥”的现象，导致已填埋污泥的含水率过高，力学性质较差。而填埋场的库容有限，随着污泥产量的逐年增加，目前国内许多城市的填埋场，例如上海老港、成都长安、深圳下坪、杭州天子岭的填埋场的库容已经严重不足[4-5]，为此，许多填埋场要求将填埋污泥的含水率从80%降低至60%以下，这样可以增加至少50%的填埋库容[6]。但是，由于污泥有机质含量高、结合水含量高、亲水性强，单一的机械处理很难将污泥含水率降低至60%以下，需结合一定的预处理方法将污泥的胞外聚合物（EPS）破解，释放出自由水后再进行脱水减量处理[7]。当前填埋污泥的深度脱水通常采用“化学调理+板框压滤”的方法[8]，该方法需将污泥从填埋库中挖出，运输到指定场地后再进行处理，存在着成本高、易对环境造成二次污染的问题，因此，需寻找一种高效、环保的污泥原位处理方法。
真空预压法具有施工工艺简单、成本低等优点，是软土地基原位处理的一种有效方法[9-11]。近年来，将化学预调理与真空预压相结合的工艺已逐渐被应用于填埋污泥原位处理[3,8,12-16]，该工艺在一定程度上能够实现污泥的原位减量，但是仍存在易产生臭气污染、难以保证药剂调理均匀等问题。为了寻找更加环保高效的填埋污泥原位处理方法，有研究者提出了冻融联合真空预压填埋污泥原位处理技术[17-18]。冻融的原理是污泥被冷冻时，冷冻过程中不断生长的冰晶会破坏污泥细胞膜的完整性，使细胞脱水、收缩或溶解，使胞外聚合物释放到上清液中[19]；同时，冻融后污泥中小颗粒团聚成大颗粒，能显著提高污泥的脱水性能，而且冻融循环可显著提高污泥的渗透系数[20-21]。
有研究表明，采用冻融联合真空预压法处理填埋污泥时，在出水量、出水速率、沉降量、减量比、含水率均优于药剂预调理方法[18]，但其在实验过程中并没有使用实际真空预压过程中的塑料排水板；塑料排水板作为真空预压的负压传递通道和排水通道，其性能对真空固结效率和效果有着显著影响[22]。根据芯板与滤膜的复合方式不同，目前工程界常采用分离式和整体式2种塑料排水板，在普通土体真空预压中，已有这2种排水板类型的对比研究[10, 23-24]。但是，污泥作为一种胶体状生物固体，其工程性质显著不同于软土和吹填土，但目前鲜有考察不同排水板类型对填埋污泥真空固结效果的研究。
本研究开展了不同排水板类型填埋污泥冻融-真空对比研究。首先，对填埋污泥进行冻融预处理；随后进行室内真空预压模型实验，分别设置分离式排水板(SPVD)与整体式排水板(IPVD)对照组；最后，通过对比出水量、减量比、含水率等数据，探究该法处理填埋污泥的宏观效果，并且通过压汞、电镜扫描等微观实验，探究冻融后污泥在真空预压过程中微观结构变化特性。
1. 实验方案
1.1 实验污泥
供试污泥取自上海市某污泥填埋库区，污泥填埋龄期约为12 a，占用了大量土地和地下空间，亟需对填埋库中的污泥进行原位脱水减量处理。填埋污泥的基本物理性质如表1所示。可以看出，填埋污泥含水率高，有机质含量比新鲜污泥(60%左右)有所降低。这是因为，填埋污泥受填埋龄期及厌氧消化影响，发生了一定程度的降解。填埋污泥的液塑限较大，按照细粒土的分类应为高液限有机质粉土。
表 1 污泥基本物理指标Table 1. Basic physical indexes of sludge比重 含水率/% 密度/(g·cm−3) 有机质/% 液限/% 塑限/% 1.8 86 1.13 40 184 111 | Show Table
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采用Mastersize2000激光粒度仪对原状填埋污泥及冻融后污泥进行了粒度分布测试，粒径分布曲线如图1所示。原状污泥d90为169.5 μm、d50为47.28 μm，而冻融后污泥d90为241.6 μm、d50为65.68 μm，经冻融后，污泥颗粒粒径显著增大。这主要是因为：在冻结过程中，污泥中的小颗粒被不断生长的冰晶推挤压密，污泥小颗粒团聚为大颗粒，显著提高了其脱水沉降能力。
图 1 原状污泥与冻融后污泥颗粒粒径分布曲线Figure 1. Particle size distribution curve of original sludge and sludge after freeze-thaw1.2 真空预压模型实验
真空预压实验装置由真空泵、抽滤瓶、排水板和模型箱组成，具体如图2所示。模型箱由有机玻璃桶及密封盖组成，玻璃桶高500 mm、外径320 mm、内径300 mm，密封盖为20 mm厚的有机玻璃盖板。分别采用如图3所示的分离式排水板和整体式排水板，排水板通过土工布与排水管绑扎。分离式排水板属于分体式十字型塑料排水板，排水板滤膜包裹在塑料芯板的外侧，与芯板不黏接，滤膜被制作成略大于芯板尺寸的土工织布常套包裹于芯板四周，滤膜等效孔径为75 μm；整体式排水板芯板与滤膜通过热合紧贴在一起，两者间不可作相对移动，滤膜等效孔径为120 μm。
图 3 不同类型排水板实物图Figure 3. Physical drawing of different types of plastic drainage boards采用冰柜对污泥进行冻融处理，冻结温度设置为−15 ℃，待达到冻结温度后将污泥取出于室温(22 ℃)融化。每个模型箱污泥用量为约16 kg。整个实验期间真空度保持在85 kPa左右，实验过程中对累计出水量、累计沉降量以及真空度进行监测记录，实验完成后对模型箱内污泥取样测定含水率及取样进行压汞、电镜扫描微观测试。
2. 实验结果及分析
2.1 累积出水量
由累计出水量变化曲线(图4)可以看出，分离式排水板和整体式排水板两者最终出水量差别不大。整体式排水板的最终出水量为8 830 mL，而分离式排水板的最终出水量为8640 mL，二者仅相差190 mL。在实验初期，分离式排水板与整体式排水板的出水速率都很高，在前4 h的出水量可达总出水量的70%以上。这可能是因为污泥经冻融后，污泥细胞内外不断生长的冰晶使得污泥细胞破裂，导致污泥细胞膜的完整性被破坏，EPS被破解，从而释放细胞内外的物质，导致污泥絮体结构被破坏，释放出大量的结合水和间隙水，进而大幅提高了污泥的脱水性能[19]。冻融后污泥中含有大量的自由水，这导致前期出水速率及出水量都很高。
图 4 不同排水板类型累积出水量变化曲线Figure 4. Change curve of cumulative water discharge of different PVD types在前4 h，分离式排水板的累计出水量达7 050 mL，占总出水量的81.5%，而后出水速率突然变缓，后139 h的出水量仅为1 590 mL；而整体式排水板在前4 h累计出水量为6 410 mL，后139 h的出水量为2 420 mL。造成后期出水量差异的可能原因为，分离式排水板的等效滤膜孔径为75 μm，而整体式排水板的滤膜孔径为120 μm，在真空排水固结前期，渗流通道尚未形成，污泥颗粒在真空负压及孔隙水压力的作用下不断向排水板附近运移，由于分离式排水板等效滤膜孔径过小，部分细小颗粒未能穿过滤膜，从而影响排水板附近的渗流通道的通畅性，造成一定的淤堵。这也与已有研究[10, 25]的结果一致。但由于冻融后污泥颗粒粒径增大，小颗粒含量少，只造成部分淤堵，大部分排水通道仍保持通畅，所以二者最终出水量差异不大。
2.2 累计沉降量与减量比
由累计沉降量变化曲线(图5)可以看出，冻融污泥原始高度为20.5 cm，分离式排水板的最终高度为7.8 cm，整体式排水板的最终高度为8.55 cm，二者均下降50%以上。污泥在冻融时，污泥颗粒被不断生长的冰晶推挤压密，污泥小颗粒得以团聚为大颗粒，并显著提高了大中孔隙的分布，在真空预压固结时显著提高了其渗透固结性，从而提高了污泥的固结度。与分离式排水板相比，整体式排水板的高度变化却相对较小。这可能是因为：本次实验高度测量仅取实验模型箱两侧高度变化平均值记录，而取样后发现，整体式排水板处理后污泥在侧壁附近发生了1 cm左右的径向收缩，若考虑径向收缩的变化来计算实验后污泥体积，则分离式排水板污泥的最终体积为5 510 cm3，而整体式排水板最终体积为5 262 cm3，相比分离式排水板体积变化更大，这也与累计出水量变化规律相互印证。而整体式排水板最终出现了径向收缩现象，径向收缩是因为在真空排水固结过程中，在排水板远端的土颗粒在水力梯度的作用下不断向排水板中心处运移[26]。这也说明采用整体式排水板后冻融污泥整体的排水固结效果较好，整体渗流通道顺畅，真空负压影响范围可覆盖到远端土体，污泥整体固结度较好。
图 5 不同排水板类型累积沉降量变化曲线Figure 5. Variation curve of cumulative settlement of different PVD types经计算，两种不同类型排水板的最终减量比均在60%以上，整体式排水板的减量比为63.6%，分离式排水板的减量比为61.9%。这表明整体式排水板减量比略优于分离式排水板，冻融联合真空预压法可有效实现填埋污泥的原位减量。
2.3 含水率
实验结束后，从排水板中心处开始，沿径向在0、15、30 cm处取污泥上、中、下3个位置，每个位置取3个样对照，测定不同位置处的含水率，结果如图6所示。
1) 原始污泥含水率为86%，经冻融联合真空预压处理后，其含水率大幅度下降，含水率最低可降至59.5%。
2) 沿半径方向污泥整体含水率分布呈现出逐渐增加的变化规律。径向上的差异主要是由于：离开排水板中心的距离和水力梯度的差异，排水板附近水力梯度大，水更容易渗流排出，而距离排水板较远处水力梯度小，水不易排出，所以靠近排水板中心处含水率更低。
3) 沿深度方向呈现出上部含水率低、底部含水率高的分布规律。这是因为：真空负压强度沿着排水板衰减，排水板周围土体水力梯度逐渐减小，对排水板的影响范围逐渐减小，影响范围沿着排水板呈现出倒锥形逐渐减小的趋势[24]，这导致上部由于真空负压强度高，水力梯度大，水容易排出，而底部由于真空强度衰减，水力梯度减小，故形成底部含水率高、上部含水率低的分布规律。
4) 整体式排水板上部含水率在60%左右分布，中部在65%左右分布，底部在70%左右分布；而分离式排水板的上、中、下部均在65%~70%左右分布。可见，整体式排水板的整体处理效果更好，且靠近上、中部含水率明显优于分离式排水板。这可能是因为：一方面，分离式排水板滤膜孔径较小，易造成小颗粒淤堵，从而影响排水固结效果；另一方面，由于分离式排水板芯板是内包于滤膜的，在土体压力下不可避免地出现滤膜“陷入”排水通道的情况，从而减少排水面积，而整体式排水板滤膜是胶结于芯板竖齿上的，滤膜始终是“紧绷”状态，在土体压力下变形较小[27]，从而造成含水率分布的差异。
2.4 压汞实验
实验结束后，分别在整体式排水板、分离式排水板模型箱中心位置处取样进行压汞(MIP)实验，分析不同冻结条件下冻融污泥径向真空排水的固结孔径的大小分布规律，结果如图7、图8所示。
图 8 不同排水板类型孔径大小变化Figure 8. Percentage change of pores with different sizes under different PVD types整体式排水板与分离式排水板孔径分布有明显差异：分离式排水板主要以小孔分布为主，即以团粒内孔隙分布为主；而整体式排水板主要以微孔和介孔分布为主，即以颗粒间孔隙为主。其原因是，在真空预压过程中，真空度不断向污泥深度处传递，并以排水板为中心的径向上形成真空负压梯度，在该真空负压梯度的作用下形成真空渗流场[28]。排板周围土体首先开始渗流出水，孔隙水在负压的作用下不断向排水板方向渗流，而此时污泥中的细小颗粒也在渗流力的作用下不断向排水板中心运移，使得排水板附近土体渗透系数不断降低，使排水板中心处的土体首先发生径向固结，土体发生压缩。
污泥经冻融后，污泥大中孔隙数量分布大幅度提高，小、微孔隙数量减少；而在真空排水固结时，较大孔隙先被压缩成较小孔隙，较小孔隙后被压缩[29]。整体式排水板由于不易淤堵，在真空排水固结时渗流通道顺畅，固结程度高，大、中孔隙先不断被压缩为小孔隙，而后小孔隙被压缩为更小的介孔；而分离式排水板由于发生了部分淤堵，从而导致排水板中心处污泥固结程度对比整体式排水板低，主要以大、中孔隙压缩为小孔为主。这也与含水率分布规律互相印证，即整体式排水板由于固结程度高，在贴近排水板处污泥含水率低于分离式排水板。
2.5 电镜扫描
实验完成后，对不同排水板径向真空排水固结后靠近排水管中心处的污泥取微观样进行电镜扫描实验(SEM)，观察其微观结构特性，如图9所示。可以看出，整体式排水板与分离式排水板真空排水固结后污泥整体结构致密均匀，呈现出有规律的网状结构。但整体式排水板对比分离式排水板结构更加致密，固结程度高，以颗粒间孔隙分布为主；而分离式排水板固结程度低，孔径相对更大，以团粒内孔隙为主。这也与MIP实验结果相印证。
3. 结论
1）分离式排水板和整体式排水板两者的最终出水量差别不大。两种不同类型排水板的最终减量比均在60%以上，整体式排水板的减量比为63.6%，分离式排水板的减量比为61.9%，整体式排水板减量比略优于分离式排水板。
2）原始污泥含水率为86%，经冻融联合真空预压处理后，其含水率大幅度下降，含水率最低可降至59.5%，符合我国填埋污泥的规范要求；其中，整体式排水板的整体处理效果更好。沿半径方向，污泥整体含水率分布呈现出逐渐增加的变化规律；沿深度方向，呈现出上部含水率低，底部含水率高的分布规律。
3）整体式排水板与分离式排水板孔径分布具有明显差异。分离式排水板主要以小孔分布为主，即以团粒内孔隙分布为主；而整体式排水板主要以微孔和介孔分布为主，即以颗粒间孔隙为主。整体式排水板对比分离式排水板结构更加致密，固结程度高，以颗粒间孔隙分布为主；而分离式排水板固结程度低，孔径相对更大，以团粒内孔隙为主。
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图 2 不同基质在E.coli浓度为107 CFU·L−1时的静态实验除菌效果
Figure 2. Effect of different substrates on E.coli removal at the concentration of 107 CFU∙L−1 in static test
图 3 实验柱对不同进水浓度E.coli的去除效果
Figure 3. Removal effect of E.coli with different influent concentrations by experimental columns
图 4 实验柱对合流制溢流水中E.coli的去除效果
Figure 4. E.coli removal effect from combined sewer overflow by experimental columns
表 1 3种沸石的比表面积与孔径
Table 1. Specific surface area and pore size of three zeolites
沸石种类 比表面积/(m2·g−1) 总孔容/(cm3·g−1) 平均孔径/nm 天然沸石 34.885 0.083 1 5.339 载银沸石 42.127 0.097 6 4.671 载铜沸石 45.223 0.098 8 4.258
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表 2 实验柱对合流制溢流水中COD、TN、TP 和E.coli的去除效果及出水Ag+、Cu2+浓度
Table 2. COD, TN, TP and E.coli removal effects from combined sewer overflow by experimental columns and Ag+, Cu2+ concentrations in effluent
阶段 指标 细沙对照柱 载银沸石柱 载铜沸石柱 进水当天 COD去除率/% 38.72 ± 1.66 40.79 ± 1.84 41.64 ± 1.62 TN去除率/% 49.70 ± 2.43 62.17 ± 1.13 62.77 ± 0.92 TP去除率/% 94.52 ± 0.16 96.96 ± 0.16 97.20 ± 0.21 E.coli去除率/% 48.92 ± 1.26 89.99 ± 0.47 91.80 ± 0.33 Ag+出水浓度/(mg·L−1) 0.003 ± 0.000 0.017 ± 0.004 0.002 ± 0.000 Cu2+出水浓度/(mg·L−1) 0.001 ± 0.000 0.002 ± 0.000 0.009 ± 0.002 滞留期后 COD去除率/% 54.45 ± 1.79 56.20 ± 0.81 56.92 ± 1.18 TN去除率/% 65.23 ± 4.14 71.54 ± 1.16 72.96 ± 2.23 TP去除率/% 97.86 ± 0.78 98.93 ± 0.34 99.05 ± 0.27 E.coli去除率/% 50.31 ± 0.20 90.55 ± 0.51 92.13 ± 0.44 Ag+出水浓度/(mg·L−1) 0.002 ± 0.000 0.016 ± 0.006 0.003 ± 0.000 Cu2+出水浓度/(mg·L−1) 0.002 ± 0.000 0.002 ± 0.000 0.010 ± 0.002
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