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活性污泥法是目前城市污水处理的主流工艺，剩余污泥是活性污泥法处理污水的产物之一。剩余污泥中含有大量的水分、挥发性物质、病原体、寄生虫卵、重金属、盐类及某些难分解的有机物，体积庞大，易腐化发臭。近20年来，我国污水处理厂建设速度和覆盖率显著提高，剩余污泥产量随着城市污水处理厂的兴建和投入使用而逐年增加。2021年年末，污水处理厂处理能力为2.1亿m3/d[1]，按此估算产生湿污泥量约为20万t/d，到2025年，全国新增污泥（含水率80%的湿污泥）无害化处置设施规模不少于2万t/d，城市污泥无害化处置率达到90%以上，地级及以上城市达到95%以上[2-3]。剩余污泥的妥善处理成为城市污水厂持续稳定运行的重要保障，污泥减量也是城市污水处理系统提升运行效能的一个重要方面。
协同焚烧处理因其效率高、减量率高，是我国目前污泥处理处置的主流技术。协同焚烧需先对污泥进行干化预处理，降低含水率，提升热值。机械脱水和热干化是我国污泥干化的主要技术选择，通过污泥脱水和其后的热介质加热，脱除污泥中水分并进一步干化。目前，工程应用较多的市政污泥脱水及干化处理的方式为板框压滤和热泵干化，形成板框压滤+热泵干化+外运协同焚烧的技术路线。该技术路线经两步处理可以较好地实现市政污泥的脱水和干化，但由于设备结构和工作原理的限制，存在占地面积较大，能量利用效率需要进一步提高的局限。因应这一技术需求，我们将电磁加热、板框压滤、真空强化耦合，开发了“磁热干化隔膜压滤一体化技术”，并开展了应用实践。
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磁热干化隔膜压滤一体化技术的基本原理是将电磁加热与板框压滤结合，并辅以真空强化，可以一步实现污泥脱水和干化[4]，提升污泥干化效率。电磁加热的原理是利用电磁感应将电能转换成热能，实现加热。电磁加热需要在高频交变电作用下，高频电流流过线圈产生高速变化的交变磁场，磁力线作用在导磁性材料上使其表面产生无数小的电磁涡流，通过电磁涡流碰撞使材料表面本身高速发热，从而达到加热的目的，故也称电磁涡流加热[5]，见图1。本项目研究团队完成了电磁涡流加热线圈布置在高分子复合材料中并压铸封装成型生产电磁加热滤板的研发，形成了型号化产品，见图2。左图为上进料1500型电磁加热滤板，外形尺寸1 650 mm×1 500 mm×80 mm，过滤面积3.72 m2，发热功率4.8 kW；右图为中进料1250型电磁加热滤板，外形尺寸1 250 mm×1 250 mm×75 mm，过滤面积2.65 m2，发热功率3.5 kW。将电磁加热滤板替换到板框压滤机中，即可实现电磁加热与板框压滤的结合。在电磁涡流加热污泥的同时对压滤室抽真空，控制真空度在−80～−90 kPa区间，水的沸点只有60°～40°，促进污泥滤饼中毛细水、内部结合水[6]以汽水混合物方式进一步排出，达到强化脱水和干化的目的。在加热过程中，通过传感器反馈，同时采用4～20 mA模拟量控制与外部信号控制与PLC对接；通过操作盘控制监视数据，控制频率、电流、磁场及滤室真空度从而控制型腔内温度最终达到污泥脱水和干化的要求。
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磁热干化隔膜压滤一体化技术的工艺过程主要分为污泥进料、隔膜压滤、吹气穿流和真空辅助磁热干化4个阶段。（1）污泥进料：污泥经调理后，难祛除的结合水充分释放为自由水，随后通过进料泵进入密封滤室，利用泵压使大量自由水通过滤布排出，直至污泥充满滤室。（2）隔膜压滤阶段：通过高压水产生的压榨力，使滤饼压滤，将残留在污泥颗粒间的自由水挤出，最大限度地降低滤饼水分。（3）吹气穿流阶段：利用压缩空气强气流吹扫进行穿流置换，进一步驱除滤饼中的自由水。（4）真空辅助磁热干化阶段：磁热板通电后，加热腔室内的滤饼，同时开启真空系统，使腔室内形成负压，在真空环境的作用下，滤饼中难祛除的结合水不断汽化沸腾[7]排出，经过冷凝器实现汽水分离，液态水排至污水处理系统，尾气经净化处理后达标排放。真空辅助磁热干化是该技术的重要创新点，也是显著降低污泥含水率重要阶段，毛细水、表面吸附水、内部结合水在这一阶段得到明显脱除。我们的实践表明磁热干化隔膜压滤一体化技术可将污泥含水率从98%降至40%，其在不同工艺阶段降低污泥含水率的进程，见图3。
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南方某城市市政污水处理站，设计处理规模5万t/d，最大处理水量6.5万t/d，污水站执行《城镇污水处理厂污染物排放标准：GB 18918—2002》一级A标准。污泥脱水间，原设计采用2台套离心机进行剩余污泥减量处理，污水站污泥特性等，见表1。
由于离心机处理后污泥运输过程中容易抛洒滴漏，污泥处置单位接收意愿低，给污水处理厂正常运行带来很大压力，并根据当地的环保要求，剩余污泥如运往电厂掺烧发电需达到污泥脱水后含水率≤40%[8]。结合现场情况，预选了市场上主要工艺路线进行对比，见表2。 综合考虑，该项目污泥处理采用“浓缩+磁热干化隔膜压滤一体化技术”的技术路线，设计处理污水站每天产生约35 t（80%含水率）污泥，处理后出泥含水率≤40%。项目于2021年11月投入运营，实现了污泥减量化、稳定化和无害化。处理后污泥运往电厂掺烧发电，实现了污泥无害化处置。
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实施过程中，采用两台FST-1250/200型号磁热干化隔膜压滤设备及配套系统。设计参数，见表3，配套设备参数，见表4，系统工艺流程，见图4。
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磁热干化隔膜压滤一体化技术在项目运营过程中根据现场工况做了运行条件的优化。（1）在管道输送过程中添加PAM药剂，加快污泥颗粒浓缩沉淀[9]，并且连续运行。（2）采用高低压泵进料，压滤机空腔采用低压快速进料填充滤腔，达到一定压力后低压泵效率降低，切换至高压泵进料即进一步填充滤腔，同时施加压力加快污泥过滤脱水。（3）滤布边框增加密封条，加大板框之间密封，在加热真空过程中保持滤腔真空度，减低泥饼加热稳定，加快泥饼水分排出。（4）在滤腔内设置温度传感器、真空管道上设置负压传感器，监控内部温度及滤腔真空度，利用PLC控制电磁控制器与真空泵匹配运行，节约了污泥干化所消耗电能。
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在运行的项目上，与传统直接板框压滤脱水、热干化等工艺技术相比，磁热干化隔膜压滤一体化技术在占地、能耗、投资等多方面皆有显著优势。（1）污泥进料、压滤、电磁加热干化耦合融为一体，系统简单可靠，占地面积小。污泥含水率一次性从92%～98%脱水干化至40%以下，体积减量超过97%，大幅降低了运输成本。外运协同焚烧发电，实现了污泥资源化利用。（2）采用电磁涡流加热污泥和辅助真空干化耦合，直接加热泥饼，无需外来热源。工作过程结合传感器、PLC控制，污泥干化消耗能量是直接干化蒸发的60%。（3）污泥脱水干化一段式完成，无需二段式热干化，减少设备投资。
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项目处理污泥35 t/d（折算到80%含水率），脱水后污泥稳定在40%以下，运行成本费用，见表5。
在南方区域，污泥处置费用与其含水相关，对应电厂收取处置费40%含水率污泥280元/t，60%含水污泥处置费用380元/t[10]。基于本项目污泥脱水干化的运行费用，与同等规模的普通板框压滤机脱水和脱水+二次干化技术路线作了对比分析，见表6。对比分析表明，项目采用磁热干化隔膜压滤干化相比较采用普通板框压滤机处理污泥，不仅每天成本支出减少2 235.9元，按年365 d计算，污泥项目运营节约81.6万元，而且解决污泥出路问题，实现了污泥减量化、稳定化和无害化。
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市政污泥的妥善处理是城市污水厂持续稳定运行的重要保障。项目以南方某市政污水处理站为例，经过项目稳定运行，验证了磁热干化隔膜压滤一体化技术在工艺配套、技术指标各方面可行，能够实现一步将污泥从92%～98%脱水干化至40%以下。有效解决污泥脱水难，无法资源化利用等环节，助推我国污泥处理领域新的技术发展。
目前，研究团队的工作集中在对已进行生产性应用的“磁热干化隔膜压滤一体化技术”进行技术迭代和升级。主要进行:（1）电磁加热隔膜压滤设备滤板和滤布的进一步优化设计和材料替代；（2）电磁加热隔膜压滤设备的自动化智能化控制技术研究；（3）现有压滤设备增加电磁加热干化功能的升级改造技术研究。力争通过污泥处理，打通污水处理最后一环——污泥无害化、减量化、资源化利用，助力“双碳”背景下的低碳用能技术发展。
磁热干化隔膜压滤一体化技术应用于市政污泥脱水干化的工程实践
Engineering application of integrated magnetic thermal drying and membrane pressure filtration technology in municipal sludge dehydration and drying
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摘要: 剩余污泥的妥善处理成为城市污水厂持续稳定运行的重要保障，污泥减量是城市污水处理系统提升运行效能的一个重要方面。因此，开发适合我国污泥泥质特征的污泥处理处置与资源化技术意义重大。磁热干化隔膜压滤一体化技术将电磁加热、板框压滤、真空强化耦合能够在一个处理过程将市政污泥含水率从98%直接降至40%。以南方污水处理厂为例，处理污泥35 t/d（折算到80%含水率）的应用实践结果表明，磁热干化隔膜压滤一体化技术系统简单可靠，占地面积小；无需二段式热干化，减少设备投资。相较于采用普通板框压滤机处理污泥，污水处理厂污泥项目运营节约81.6万元/年，而且解决了污泥出路问题，从节能环保角度实现经济效益和环境效益的双赢。Abstract: Proper treatment of residual sludge the guarantee for sustainable and stable operation of urban sewage plants, and sludge reduction is an important aspect of improving the operation efficiency of urban sewage treatment systems. Developing sludge treatment and recycling technology suitable for sludge characteristics in China is essential. The integrated technology of magnetic thermal drying diaphragm filtration can reduce the moisture content of municipal sludge directly from 98% to 40% in one treatment process by electromagnetic heating, plate and frame filtration, and vacuum strengthening coupling. Taking a sewage plant in South China as an example, the application results of treating sludge 35t/d (80% moisture content) showed that the magnetic thermal drying membrane filtration integrated technology system was reliable, and occupied a small area. Two-stage heat drying was not required, resulting in reduced equipment investment. Compared with the use of ordinary plate and frame filter press to treat sludge, the operation of the sewage plant sludge project saved 816,000 yuan/year, solved the problem of sludge outlet, and realized a win-win situation of economic and environmental benefits from the perspective of energy conservation and environmental protection.
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景观河流是水生态系统的重要组成部分，兼顾城市娱乐景观、栖息地生境保护、洪峰径流调蓄、水生生物保育等生态服务功能，对水生态平衡的调节具有至关重要的作用[1-3]。然而，伴随城镇化进程加快，人口富集效应、防洪抗涝需求增强、土地规划不合理等问题加剧水生态系统的恶化，尤以北方缺水地区景观河流水生态问题显著突出，如景观河流渠系化、季节性生态流量匮乏、区域性生物多样性锐减、河段富营养化风险激增以及景观滨水岸带同质化等问题[4-7]。自20世纪90年代，景观河流生态生境修复已引起世界多数国家的关注。1990年，日本提出并完善多维度自然河流建设方案；1998年，美国形成河溪廊道修复指南与借鉴方法；2000年，欧盟提出水框架指令，以流域概念探讨河流生态修复；2001年，澳大利亚以其西南部河流为例，完善河流生态修复理念与技术[8-12]。我国于2005年前后开展河流生态修复的理论探索，伴随生态理念的融入，北方景观河流生态化的治理方式逐步得到实践与运用，景观河流水生态系统渐进恢复[13-14]。
我国北方景观河流生态修复效果主要以水环境理化指标作为考核依据，而考虑人类活动与北方半干旱半湿润气候条件因素，水环境理化指标易因点源排放污染、瞬时降水条件以及水文节律波动引起较大波动[15-16]。浮游植物作为河流生态系统构成部分，对水生态生境变化具有较快且显著的响应，并对河流景观娱乐功能具有良好的指示效应，适宜作为景观河流生态修复前后的评价监测指标[17-18]。STEVENSON et al[19]提出以浮游植物作为河流生态系统水质和完整性指示物种；QUIBLIER et al[20]在塞内加尔河构建浮游植物与水质间定量响应关系；李国忱等[21]构建硅藻完整性指数，开展辽河上游水生态评价；方慷等[22]以大清河为例讨论浮游植物对城市河流水质评价的适用性；谭巧等[23]构建浮游植物生物完整性评价体系，探讨长江上游河流健康评价。然而，多数学者在运用浮游植物作为指示生物评价河流生态系统健康与水环境响应关系时，视河流为一整体，忽视河流水源结构组成差异与生境客观属性，采用统一化标准判定其河流生境优劣，不利于客观反映人工构筑的景观河流生态系统的生态修复效果。
本文选取房山区景观河流为研究对象，并基于2017～2018年春、夏、秋三季河流浮游植物及其生境的实地调研与监测结果进行分析。研究目标：①对房山区景观河流的浮游植物组成、结构及质量定性定量分析；②分析浮游植物生物多样性与水环境质量响应关系；③定性探讨不同水源结构、河流连通性条件下景观河流水环境富营养化程度状态及趋势。
1. 研究区域概况
房山区位于北京市西南部，地处华北平原与太行山交界地带，位于北纬39°30′～39°55′和东经115°25′～116°15′，总面积2 019 km2，是北京市重点生态保育区。房山区地处暖温带半干旱半湿润地区，四季分明，夏季炎热多雨，冬季寒冷干燥，多年平均降水量582 mm。房山区水系以大清河与永定河流域构成，其中大石河、小清河和拒马河为骨干河流，而境内永定河已全线干涸。2016年，房山区人均水资源量为266 m3/人，仅为全国人均水资源量的11.9%，水资源短缺风险突出。
房山区年内降水多集中于6～9月，常遇暴雨或特大暴雨。因2012年“7·21”特大暴雨事件，房山区平原区河流已逐步开展河道防洪加固，而引起主干河流水文节律放缓，在非汛期多数河流仅勉强维持河道基流，产生河流栖息地生境破碎化，水生生物多样性衰退趋势。如何平衡河流生态安全、生态景观与生物栖息地间的矛盾值得探讨与思考。
2. 研究方法
2.1 样点设置
根据房山区景观河流所处的地理位置及其功能区划分，结合其河流生境特征、水文特征、滨岸绿地分布以及周边区域土地利用类型，共设置8个采样点，用A～H表示，见图1、表1。本研究于2017～2018年春、夏、秋三季，对所设8个采样点的浮游植物样品进行采集，并对相应水体理化指标进行监测。
表 1 房山区景观河流水文特征采样点 水源结构 河流连通性/m·s−1 断面水质标准 水体交换周期/d A 再生水 0.05～0.1 一级A/Ⅴ类 >30 B 再生水 0.05～0.1 一级A/Ⅴ类 C 再生水 0.02～0.1 一级A/Ⅴ类 D 再生水 0.02～0.1 一级A/Ⅴ类 E 再生水 0.2～0.3 一级A/Ⅴ类 <3 F 自然径流 0.5～0.7 Ⅱ/Ⅲ类 <3 G 再生水+降水+自然径流 <0.05 Ⅴ/劣Ⅴ类 >30 H 自然径流 1.0～1.5 Ⅱ类 <3 注：水源结构以再生水为主的断面水质标准参考《城镇污水处理厂污染物排放标准（GB18918—2002）》，水源结构以自然径流为主的断面水质标准参考《地表水环境质量标准（GB3838—2002）》。 | Show Table
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2.2 采样及测试方法
浮游植物样品采集使用1 L的有机玻璃采水器，采集水样深度为表层水体以下5～10 cm，均采集平行样品，装入塑料瓶，并加入10 mL鲁哥试剂现场固定，恒温箱加冰保存至实验室。后在实验室中自然沉降24 h后，吸去上清液，并浓缩、定容后至50 mL的离心管中，将样品充分摇匀，吸取0.1 mL至计数框，进行浮游植物鉴定、计数。种类鉴定与分类方法参考胡鸿钧论作[24]与《中国常见淡水浮游藻类图谱》[25]。
水质样品在采样点处使用便携式多参数水质分析仪（HQ40d）现场测定水温（T）、pH与溶解氧（DO），使用塞氏透明度盘现场测量透明度（SD）。在实验室依据国家标准检测方法[26-29]，测定总氮（TN,GB11894—89）、总磷（TP,GB11893—89）和氨氮（NH4+-N, HJ535—2009），过滤水样并提取滤膜中的叶绿素，测定叶绿素a（Chla, HJ 897—2017）。
2.3 数据分析
依据检测的浮游植物生物量与生物密度推算物种丰度（S）、优势物种优势度（Y）、Shannon-Wiener指数（H）、Simpson多样性指数（Ds）、Margalef丰富度指数（dM）以及Pielou均匀度指数（J），对研究区的浮游植物分布进行评价[30-34]。其中部分指数对应水环境质量评价标准参见表2。
表 2 各生物多样性指数-水环境质量评价标准评价等级 Shannon-Wiener指数H Margalef丰富度指数dM Pielou均匀度指数J 清洁 >3 >6.0 >0.8 轻污染 3.0～6.0 0.5～0.8 β-中污染 2.0～3.0 2.0～3.0 0.3～0.5 α-中污染 1.0～2.0 1.0～2.0 0.1～0.3 重污染 0～1.0 0～1.0 <0.1 | Show TableDownLoad:
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采用综合营养状态指数法对水体进行水质安全评价，其计算方法[35-38]见式（1）。
TLI(Σ)=M∑j=1Wj⋅TIL(j) (1) 式（1）中，TLI(∑)为总氮（TN）、总磷（TP）、叶绿素a（Chl a）与透明度（SD）的营养状态指数总和；TLI(j)为第j种参数对应的营养状态指数；Wj为第j种参数对应的权重，其计算见式（2）。
Wj=R2ijM∑j=1R2ij (2) 式（2）中，Rij为第j种参数与基准参数（Chl a）的相关系数；M为对应Rij的数量总和。
综合营养状态指数法的营养状态分级评价标准见表3。
表 3 综合营养状态指数法评价标准营养状态分级 TLI(∑) 贫营养 <30 中营养 30～50 轻度富营养 50～60 中度富营养 60～70 重度富营养 >70 | Show TableDownLoad:
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3. 结果分析
3.1 浮游植物组成及结构
基于2017～2018年调查，房山区景观河流浮游植物共7门57属109种，春季浮游植物6门41属62种，其中硅藻门占比36.9%，绿藻门占比36.9%；夏季浮游植物7门33属40种，其中硅藻门占比43.6%，绿藻门占比29.7%，蓝藻门12.7%；秋季浮游植物7门49属92种，其中绿藻门占比38.0%，硅藻门占比35.5%，蓝藻门占比11.5%。春、秋两季浮游植物属种类别较夏季相对丰富。不同季节各点位浮游植物组成情况见表4。
表 4 2017～2018年春、夏、秋季各点位浮游植物组成采样点 春季 夏季 秋季 门 属 种 门 属 种 门 属 种 A 5 20 26 6 17 28 5 31 46 B 5 16 22 6 19 25 5 23 36 C 4 15 19 6 15 22 6 34 55 D 5 12 13 6 21 25 5 21 32 E 5 18 23 5 11 14 5 18 22 F 4 10 12 2 5 5 4 10 10 G 5 12 15 5 15 23 3 8 9 H 3 8 8 3 15 19 2 11 12 | Show TableDownLoad:
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表4可知，以门类划分：A～C、E点为硅藻-绿藻型，D、G点为硅藻-隐藻型，F、H点为硅藻型。而金藻门浮游植物仅出现在E与G点，在房山区景观河流内较少分布。
各采样点浮游植物属类优势种分布情况见表5。
表 5 各采样点浮游植物优势种（Y≥0.02）组成门 属 A B C D E F G H 硅藻门 菱形藻属 + + + 舟形藻属 + + + 针杆藻属 + + + + + + + 小环藻属 + + + + + + + 直链藻属 + ++ + + + + + 异极藻属 + + 辐节藻属 + 冠盘藻属 ++ + + + + + + + 脆杆藻属 + + 卵形藻属 + + + 甲藻门 多甲藻属 + + 金藻门 锥囊藻属 + 蓝藻门 小球藻属 + 空星藻属 + + + + 颤藻属 + 螺旋藻属 + 平裂藻属 + + + + 鞘丝藻属 + 念珠藻属 + 裸藻门 裸藻属 + + + + 绿藻门 蹄形藻属 + 纤维藻属 + + 弓形藻属 + 集星藻属 + 栅藻属 + + + + + + + 衣藻属 + + + + + 盘星藻属 + + 隐藻门 隐藻属 + + + + + + + 蓝隐藻属 + + + + + + + 注:表格中“+”代表该物种在样点中为优势种（Y≥0.02）；“++”代表该物种在样点中为优势种（Y≥0.2）。 | Show TableDownLoad:
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表5可知，硅藻门冠盘藻属是A～H点优势种唯一均有分布的浮游植物，具有全流域分布特征。除特定样点，硅藻门针杆藻属、直链藻属与小环藻属，绿藻门栅藻属以及隐藻门隐藻属与蓝隐藻属也在各区域较为明显分布，不考虑空间分布，A～E、G点和F、H点两组优势种分布具有对应相似性。
若考虑浮游植物种类优势种分布，A～C、E点优势种均为汉斯冠盘藻（Stephanodiscushantzschii）；D点优势种存在一定波动，夏季为汉斯冠盘藻（Stephanodiscushantzschii），而春、秋季转为马索隐藻（Cryptomonasmarssonii）与具尾逗隐藻（Kommacaudata）；F优势种为小形异极藻（Gomphonemaparvulum）点；H点优势种为脆杆藻（Fragilariasp）；G点优势种为四尾栅藻（Scenedesmusquadricauda）、锥囊藻（Dinobryon）与马索隐藻（Cryptomonasmarssonii），究其原因，G点水源结构不稳定，再生水与自然径流相对占比存在较大波动，同时其河流水位受水利工程调控频繁，综合性因素导致其优势藻种波动显著。
3.2 浮游植物的生物多样性指数分析
房山区景观河流浮游植物密度季节分布特征见图2。
图2可见，A～D点对应总密度高于E-H点，春季浮游植物密度低于夏、秋两季。其中，A与B点在春夏季波动显著，其波动幅度达400%，而其中A～D点对应浮游植物总密度为ρ夏>ρ秋>>ρ春，H点对应浮游植物总密度为ρ夏>>ρ秋≈ρ春，而E～G点对应浮游植物总密度在季节上无明显变化。
究其原因，A～D点对应景观河流段以再生水为水源，河段前后两端均存在坝体阻断，水体交换周期过长（>30 d），易于浮游植物滋生；E～F、H点对应景观河流段以自然径流/再生水补给，河流连通性保持良好，水体交换周期较短（<3 d），抑制浮游植物滋生；G点对应景观河流段为季节性河段，除夏季存在径流，其余时刻萎缩为小型河塘，浮游植物生存环境不稳定。
房山区景观河流浮游植物生物多样性指数评价结果，见图3。
图3可见，A～H点对应H值均处于1.0～3.0，整体处于中污染，其中A～D点在春、夏、秋季均为α-中污染，E-F点在春、夏季为β-中污染，而在秋季转为α-中污染，G点在春、秋季处于α-中污染，而夏季对应为β-中污染，H点在春季对应为α-中污染，而夏、秋季对应为β-中污染。
对应Margalef丰富度指数评价结果可知，A～H点对应dM值介于0.4～2.0，整体处于中至重污染，其中A～D及F～G点对应均出现1～3季度dM值<1.0，处于重污染，而E、H点对应dM值介于1.0～2.0，处于α-中污染。
对应Pielou均匀度指数评价结果可知，A～D点对应J值介于0.5～0.8，全季度处于轻污染，而E～H点对应J值均>0.5，F点春秋两季与H点春季对应J值>0.8，水环境质量处于清洁。同时，A～H点对应Simpson多样性指数与Pielou均匀度指数在季节性变化与空间分布差异较小。
以再生水为主要水源的A～D点对应河段，Pielou均匀度指数较Shannon-Wiener多样性指数与Margalef丰富度指数整体评价结果偏高，对应河段再生水难以达到一级A排放标准，水体TN、TP浓度远超地表水Ⅴ类标准，为浮游植物滋生提供充足养分；同时在北京市房山区，其夏季降水较春、秋季增加，降水对河段季节性水源结构优化起到正面效果，各项评价指标在夏季基本优于春、秋季。而以自然径流为补给源或季节性河段，降水对其水环境质量提升没有显著效果。
3.3 水环境因子对浮游植物结构组成的影响
针对房山区景观河流水环境因子共选取7个理化指标，其季节性监测结果见表6。
表 6 房山区景观河流各采样点水环境因子采样点 季节 T/℃ pH Chl a/μg·L−1 TN/mg·L−1 NH4+-N/mg·L−1 TP/mg·L−1 SD/cm A 春季 20.1 7.9 81.0 8.8 3.7 0.7 35.5 夏季 30.6 7.7 134.3 6.4 0.1 0.3 32.0 秋季 17.5 7.7 67.6 8.7 1.0 0.3 26.0 B 春季 19.2 7.8 54.3 10.2 3.1 1.0 24.0 夏季 31.8 8.3 232.9 6.9 0.1 0.3 30.0 秋季 19.4 8.0 114.3 8.2 0.6 0.3 26.7 C 春季 19.2 8.1 111.9 5.3 0.3 0.5 23.5 夏季 30.9 7.9 248.6 6.9 1.2 0.3 30.0 秋季 17.4 7.9 86.9 9.5 1.2 0.4 28.0 D 春季 21.1 8.0 75.1 7.0 0.5 0.2 17.5 夏季 31.1 8.2 163.4 5.3 0.1 0.3 31.0 秋季 17.0 7.9 168.1 8.8 1.0 0.3 28.0 E 春季 28.4 8.8 16.8 4.0 2.2 0.0 28.0 夏季 31.3 7.5 2.4 4.2 2.3 0.0 5.0 秋季 24.0 7.9 23.7 9.6 5.7 0.2 32.0 F 春季 17.6 8.5 2.4 2.2 1.6 0.0 37.0 夏季 34.2 8.4 32.8 3.8 2.2 0.0 28.0 秋季 12.6 7.5 2.0 3.7 2.0 0.0 5.0 G 春季 13.9 8.1 19.3 9.7 5.7 0.2 30.0 夏季 28.5 8.5 47.1 2.3 1.7 0.0 35.0 秋季 12.5 8.3 15.1 3.9 2.1 0.0 25.0 H 春季 14.7 7.5 1.9 4.7 2.6 0.0 5.0 夏季 32.1 9.0 328.2 9.9 6.0 0.2 35.0 秋季 13.1 8.5 3.8 2.5 1.6 0.1 35.0 | Show TableDownLoad:
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其中，pH在A～H点季节性和区域性没有明显差异，水温与Chl a在夏季偏高，春、秋季相近，TN、NH4+-N与TP 在A～H点对应河段因水源结构差异，存在一定季节性和区域性差异，水深、SD因河段闸坝阻断，降水、再生水补给时段不同，在E、F与H点存在明显波动。
浮游植物与水环境因子的Pearson相关性分析，见表7。
表 7 房山区景观河流浮游植物与水环境因子的Pearson相关性分析（n=7）采样点 项目 浮游植物总密度 硅藻门密度 甲藻门密度 蓝藻门密度 裸藻门密度 绿藻门密度 隐藻门密度 金藻门密度 A T 0.315 0.475 0.558 −0.232 −0.187 0.192 −0.487 − pH 0.236 0.393 0.145 0.050 0.805* −0.288 0.136 − Chl a 0.551 0.725 0.478 0.465 0.408 −0.127 0.141 − TN 0.393 0.301 −0.061 0.117 0.678 0.245 0.431 − NH4+-N 0.210 0.206 −0.227 −0.186 0.887** 0.084 −0.091 − TP 0.055 0.169 −0.209 −0.206 0.977** −0.252 −0.223 − B T −0.052 0.104 0.508 −0.072 0.111 −0.439 0.330 − pH 0.608 0.514 −0.175 −0.094 0.748 0.431 0.907** − Chl a 0.843* 0.835* 0.040 0.286 0.893** 0.325 0.934** − TN −0.209 −0.273 −0.061 0.037 −0.305 0.066 −0.411 − NH4+-N −0.610 −0.568 −0.210 −0.334 −0.347 −0.401 −0.403 − TP −0.476 −0.436 −0.195 −0.290 −0.233 −0.337 −0.265 − C T −0.045 0.000 0.540 −0.203 −0.315 −0.041 0.135 − pH 0.227 −0.171 −0.378 −0.016 0.014 0.421 0.184 − Chl a 0.672 0.545 0.647 0.218 0.233 0.250 0.117 − TN −0.372 0.335 0.121 0.242 0.251 −0.756* −0.316 − NH4+-N −0.432 −0.335 −0.252 −0.011 −0.202 −0.174 −0.139 − TP 0.202 −0.487 −0.277 −0.208 −0.242 0.727 −0.288 − D T −0.515 −0.366 0.495 0.626 −0.710 −0.716 −0.544 − pH 0.429 −0.045 −0.233 0.519 0.267 0.293 0.436 − Chl a 0.926** 0.564 −0.135 0.341 0.764* 0.745 0.492 − TN 0.209 0.275 0.138 −0.926** 0.523 0.524 0.336 − NH4+-N −0.625 −0.403 −0.261 −0.185 −0.590 −0.438 −0.341 − TP −0.220 −0.175 −0.387 0.457 −0.468 −0.259 −0.309 − E T −0.369 −0.868 − 0.829 0.995 1.000* −0.568 −0.417 pH −0.236 −0.790 − 0.744 0.972 0.988 −0.676 −0.287 Chl a 0.999* 0.755 − −0.801 −0.419 −0.345 −0.591 0.995 TN −0.760 −0.999* − 0.994 0.926 0.892 −0.118 −0.793 NH4+-N 0.981 0.647 − −0.701 −0.277 −0.199 −0.706 0.970 TP −0.960 −0.575 − 0.633 0.189 0.110 0.767 −0.944 F T 0.821 0.252 − 0.411 − 0.958 −0.958 − pH 0.815 0.243 − 0.419 − 0.961 −0.961 − Chl a 0.968 0.573 − 0.068 − 0.799 −0.799 − TN −0.296 −0.846 − 0.993 − 0.563 −0.563 − NH4+-N −0.782 −0.999* − 0.756 − 0.000 0.000 − TP 0.623 −0.035 − 0.655 − 1.000** −1.000** − G T −0.628 −0.649 0.990 0.997* − −0.432 −0.579 −0.374 pH 0.995 0.099 8* −0.593 −0.750 − 0.946 0.987 −0.400 Chl a 1.000* 0.099 9* −0.489 −0.663 − 0.979 0.999* −0.511 TN 0.830 0.844 −0.905 −0.974 − 0.678 0.794 0.083 NH4+-N 0.203 0.230 −0.945 −0.854 − −0.028 0.143 0.756 TP 0.203 0.230 −0.945 −0.854 − −0.028 0.143 0.756 H T −0.715 −0.715 − − 0.967 −0.703 −0.730 − pH 0.131 0.132 − − −0.918 0.115 0.154 − Chl a 1.000** 1.000** − − −0.525 1.000* 1.000** − TN −0.121 −0.121 − − −0.789 −0.138 −0.099 − NH4+-N −0.443 −0.442 − − −0.541 −0.458 −0.422 − TP −0.472 −0.471 − − −0.513 −0.487 −0.452 − 注:“*”代表在0.05级别，相关性显著；“**”代表在0.01级别，相关性显著； “−”代表此门类在该点没有出现。 | Show TableDownLoad:
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表7可知，浮游植物总密度与Chla间存在正相关，其中B、D～E与G～H点呈现显著正相关。从不同门类来看，A点对应的裸藻门密度与pH、NH4+-N、TP均呈显著正相关，B点对应的硅藻门、裸藻门、隐藻门密度均与Chl a呈正相关，其中隐藻门密度还与pH呈显著正相关，C点的绿藻门密度与TN呈负相关，D点的蓝藻门密度与TN呈显著负相关性，而裸藻门密度与Chl a呈正相关，E点的硅藻门与TN呈负相关，绿藻门与水温呈正相关，F点的硅藻门与NH4+-N呈负相关，绿藻门、隐藻门分别与TP呈现显著的正、负相关，G点的硅藻门与pH、Chl a呈正相关，隐藻门也与Chl a呈正相关，H点的硅藻门、绿藻门及隐藻门均与Chl a呈现显著的正相关。
3.4 水环境富营养化程度评价
采用综合营养状态指数法，选取Chl a、TN、TP和SD 4个指标，分别对房山区景观河流8个点位春、夏、秋季的水环境富营养化程度进行评价，见图4、表8。
其中，A～D、G点对应河段的水环境富营养化状态季节无差异，且均处于重度富营养状态，究其原因：A～D与G点对应河段受闸坝管控作用，河段流速<0.1 m/s，部分河段低于0.05 m/s，对应水体交换周期>30 d，其河流属性趋向于小型湖库，同时，考虑再生水厂执行一级A排放标准，其河流点源TN、TP输出浓度过高，已超过河段自净能力，结合文献[39-42]，若无人工湿地净化、水资源补给或河流廊道疏通等辅助管控措施，无法较好满足湖库富营养化指示性浮游植物（如A～D点出现的硅藻门汉斯冠盘藻、隐藻门马索隐藻）滋生所需的水动力条件，将导致Chl a浓度居高不下，其景观河流水环境富营养程度必将持续恶化。
表 8 房山区景观河流水环境富营养化状态采样点 春 夏 秋 A 重度 重度 重度 B 重度 重度 重度 C 重度 重度 重度 D 重度 重度 重度 E 轻度 轻度 轻度 F 轻度 轻度 轻度 G 重度 重度 重度 H 中 轻度 轻度 注:“中”表示“中营养”；“轻度”表示“轻度富营养”；“重度”表示“重度富营养”。 | Show TableDownLoad:
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E点对应河段水源结构虽然也以再生水为主，TN、TP点源排放浓度不低，但其河流连通性受闸坝管控影响较弱，季节性波动可以忽略，整体河段流速介于0.2～0.3 m/s，对应水体交换周期<3 d，不利于浮游植物附着于河岸或相对静止悬浮于水体，起到抑制Chl a浓度作用，相较A～D与G点同水源结构对应河段较优，其景观河流水环境处于轻度富营养状态；同时也受制于N、P营养元素的高强度输入，若无清洁水资源补给，其富营养化程度已难以优化。
F、H点对应河段水源结构以自然径流为主，两者水环境富营养化基本相同，整体处于轻度富营养，而H点在春季相对较优，处于中营养状态。究其原因：两者水体N、P营养元素本底值较低，河段流速分别介于0.5～0.7、1.0～1.5 m/s，对应水体交换周期<3 d，较高流速与较低营养元素沉降因素作用下，浮游植物整体难以生长；但考虑滨水村镇、邻水设施（景观旅游/休闲场所），部分乡村污水处理基础设施相对薄弱，存在季节性的生活污水等点源污染输入较多，致使水体难以稳定达到既定水质标准，浮游植物密度在夏秋两季出现异常波动，导致对应河段富营养化程度局部加重。因此，针对自然径流河段，在保持其良好河流连通性前提下，需要进一步严控点源营养物质输入，限制人类活动扰动，河流富营养化程度方能持续保持至中营养状态。
4. 结论
本文运用指示生物法，分析房山区大石河流域2017～2018年春、夏、秋三季浮游植物的组成、结构、生物多样性评价以及水环境质量响应关系，以此为城市景观河流的水生态管理提供一定的科学依据。
1）房山区景观河流浮游植物共计7门57属109种，以硅藻门、绿藻门的种类及密度占据优势地位，其中硅藻门的冠盘藻属是唯一的全流域分布优势种；同时A～E、G点和F与H点两组对应河段的浮游植物优势种分布具有对应相似性。
2）针对以再生水为水源河段，Pielou均匀度指数较Shannon-Wiener指数与Margalef丰富度指数评价结果较优，而以自然径流/降水补给为水源河段，其生物多样性指标评价结果相近；基于Pearson相关性分析，浮游植物总密度、硅藻门与裸藻门浮游植物和水环境因子Chl a呈现正相关，而TN、TP与NH4+-N相对各门类浮游植物相关性差异较大。
3）房山区景观河流水环境富营养化程度与水源结构、河流连通性相关，以再生水补给、河流连通性较差河段为重度富营养状态，以再生水补给、河流连通性较优河段为轻度富营养状态、以自然径流补给河段为中营养-轻度富营养状态，需进一步调配清洁水资源、加强人为管控，河流水生态系统将向好优化。
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图 3 不同工艺阶段降低污泥含水率的进程
Figure 3. The process of reducing sludge moisture content in different process stages
表 1 污水站污泥特性
Table 1. Sludge characteristics of sewage station
污泥类型 含水率/% 有机质（占干基比例）/% 状态 浓缩机出泥 96～98 45～55 流态 离心出泥 78～82 塑态
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表 2 污泥减量处理主要工艺路线对比
Table 2. Comparison of main process routes of sludge reduction treatment
工艺 进泥要求含水/% 处理后出泥含水/% 处理后污泥状态 设备占地面积 设备投资/万元·t−1 臭气量 粉尘 污泥处置难度 普通板框压滤机脱水 95～98 65 块状 较小 10 较小 较小 需二次处理；难 离心机脱水+二次干化 95～98 40 粉状 较大 25 较大 较大 电厂接收；易 磁热干化隔膜压滤干化 95～98 40 颗粒状 一般 15 较小 较小 电厂接收；易
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表 3 项目主要设计参数
Table 3. Main design parameters of the project
污泥处理量 1个批次运行时间/min 进泥含水率/% 剩余污泥量/ t·d−1 剩余污泥含水率/% 占地/m2 处理工艺 控制系统 电源/V 装机功率/kW 运行功率/kW 运行方式 35 t·d−1（按80%含水率计算） 200 95～98 ≤11.6 ≤40 265 浓缩+磁热干化隔膜压滤一体化技术 触摸屏+PLC可编程控制器+上位机 380 <300 <200 2条独立生产线，序批式，24 h·d−1
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表 4 污泥处理项目主要配套设备
Table 4. The main supporting equipments of sludge treatment project
设备名称 规格参数 单位 数量 反洗泵 Q=14 m3·h−1，H=60 m，N=7.5 kW 台 1 调理罐 有效容积30 m3，PE，搅拌器SUS304，5.5 kW 台 2 调理剂加药箱 搅拌机碳钢衬塑，叶轮直径500 mm，功率1.5 kW 台 2 调理剂加药泵 额定流量1 200 L·h−1，最大压力0.35 MPa，0.75 kW 台 1 高压进料泵 流量30 m3·h−1，扬程120 m，功率15 kW 个 2 磁热干化隔膜压滤设备 FST-1250/200型，滤板尺寸1 250 mm×1 250 mm，过滤面积200 m2，N=11 kW 套 2 真空泵 Q=2.0 m3·min−1，−93 kPa，N=22 kW 台 1 空压机 Q=2 m3·min−1，N=15 kW，P=0.8 MPa 台 1 冷干机 Q=20 L·s−1，N=0.5 kW 个 1 储气罐 V=2 m3，1.0 MPa 个 2 空压机 Q=1 m3·min−1，N=15 kW，P=1.6 MPa 台 1 储气罐 V=1 m3，1.6 MPa 个 1 真空罐 V=1 m3 台 1 电磁控制系统及电控系统 Q=200 kW 套 1
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表 5 污泥处理项目的运行费用
Table 5. Operating costs of sludge treatment projects
费用名称 使用量 单价 费用/元·d−1 费用/元·t−1 有机调理药剂 1400 kg·d−1 0.63 元·kg−1 882.00 25.20 絮凝剂 10.5 kg·d−1 26元·kg−1 273.0 7.80 电费 4550 kW·h·d−1 0.65 元·kW·h−1 2 957.5 84.50 自来水 10.0 t·d−1 3 元·t−1 30.0 0.86 人工 5人 平均8 000元·（人·月）−1 1 333.0 38.10 日常检修维护费 滤布更换 296 块·年−1 200 元·块−1 179.4 5.10 常规维护 50 000 元·块−1 151.5 4.30 直接运行成本合计 5 806.4 165.86 注：费用按平均每天处理35 t含水80%污泥计算。
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表 6 不同污泥脱水干化技术路线运行费用对比分析
Table 6. Comparative analysis of operating costs of different sludge dewatering and drying technical routes
工艺 污泥处理量（80%含水）/t·d−1 出泥含水/% 剩余污泥重量/t·d−1 运营费/元·t−1 运输费（按150 km计算） 污泥外运处置费用 支出成本/元·d−1 普通板框压滤机脱水 35 65 20.00 约95.00 A×20 t·d−1=3 600元 20 t×300元/t=6 000元 12 925.0 脱水+二次干化 35 40 11.67 约210.00 A×11.67 t·d−1=2 100元 11.6 t×240元/t=2 784元 12 234.0 磁热干化隔膜压滤干化 35 40 11.67 约165.86 A×11.67 t·d−1=2 100元 11.6 t×240元/t=2 784元 10 689.1 注：A为1.2元·(t·km)−1×150 km；剩余污泥重量为脱水干化后需外运处置的干泥重量。
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[1] 住房城乡建设部. 2021年中国城市建设状况公告[EB/OL][2023-07-10]. https://www.mohurd.gov.cn/gongkai/fdzdgknr/sjfb/index.html. [2] 国家发展改革委, 住房城乡建设部, 生态环境部. 关于印发《污泥无害化处理和资源化利用实施方案》的通知_国务院部门文件[EB/OL][2023-07-12]. https://www.gov.cn/zhengce/zhengceku/2022-09/28/content_5713319.htm. [3] 国家发展改革委, 住房城乡建设部. 关于印发《“十四五”城镇污水处理及资源化利用发展规划》的通知[EB/OL][2023-07-12]. https://www.ndrc.gov.cn/xxgk/zcfb/ghwb/202106/t20210611_1283168.html. [4] 李辉, 吴晓芙, 蒋龙波, 等. 城市污泥脱水干化技术进展[J]. 环境工程, 2014, 32(11): 102 − 107. [5] 赵凯华, 陈熙谋. 电磁学(第二版)[M]. 北京: 高等教育出版社, 2006. [6] 阮晓阳. 污泥处理处置与资源化利用途径[J]. 化学工程与装备, 2022(10): 227 − 228. [7] 关晓燕, 孔繁仲, 杨景芳, 等. 去除淬火油中水分方法的研究[J]. 金属热处理, 2003(12): 50 − 53. [8] 陈全喜, 付江涛. 市政污泥耦合燃煤电厂发电关键因素分析与展望[J]. 华电技术, 2021, 43(10): 50 − 60. [9] 刘玉忠, 顾瑞环. 城市污水处理厂剩余污泥浓缩脱水试验研究[J]. 河南科学, 2008(4): 475 − 477. [10] 黄坚. 燃煤电厂耦合污泥焚烧中干化系统的方案分析[J]. 上海节能, 2022(4): 517 − 522. -
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