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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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水库具有养殖、航运、灌溉、防洪和供水等多种生态功能，是我国重要的地表水源[1]。相比于江河，水库流速缓慢、水面宽阔、水体较深，库内水体更替缓慢，各种有机物、营养盐等物质易于在库区富集，进而引起水华季节性爆发等问题[2]。根据平均水深可将水库湖泊分为三类：浅水型 (<10 m) 、亚深水型 (10~50 m) 和深水型水库 (>50 m) 。水库环境和生态系统受水深影响显著，其中深水型水库在夏秋季节更容易出现垂直热分层现象，从而抑制热量、氮磷营养盐及溶解氧的纵向输移，影响水质及藻类群落的分布[3-4]。另外，由于水库本底营养盐水平较高，库底沉积物中的氮磷营养物质易于在夏季释放至水体中，从而造成深水型水库水华现象频发。罗婧等[5]对红枫湖沉积物磷释放通量的估算后发现，磷在夏季的释放通量达到6.3~8.0 t，约占水体磷物质总量的22%~28%。曾明正等[6]对我国北方地区周村水库进行研究后发现，水体分层期处于4—11月，此时优势藻属由绿藻门 (45.9%) 变化为硅藻门 (58.4%) ；混合期为12月至来年3月。因此，深水型水库分层现象导致的水质因子变化是影响藻类群落演替与爆发的主要因素，明晰水库垂向分布水质因子和藻类群落变化规律有助于防范和治理水库“藻华”现象的发生。
近年来，国内相关深水型水库藻类爆发问题频发，对水库生态环境造成严重影响[7-8]。东圳水库位于莆田市，核准水位为88.1 m，总库容为4.35
×108 本研究以2019年12月至2020年6月间东圳水库水质和藻类群落监测数据为基础，探究水库不同时期环境因子和藻类群落的垂向分布特征，通过RDA分析(redundancy analysis, RDA)明确二者之间的相互作用。根据不同季节环境因子与藻类群落垂向变化的分布热图，进一步探讨环境因子变化造成水库藻类爆发的关联机制，并提出防范水库“水华”的相关措施，以期为该水库“水华”现象的精准防控提供参考。
1. 材料与方法
1.1 研究区域
根据东圳水库面积大小、形态特点及项目研究需要，结合实地考察，确定布设水环境采样点S1 (118°58’37”N, 25°29’2”E) 为分层采集样品点位。自水面至水底均匀分为3层，分别取采集表层 (水下0.5 m) 、中层 (水下10 m) 、深层 (水下20 m) 的样品。
1.2 样品采集
据《水质样品的保存和管理技术规定》(HJ493-2009)相关规范，采取瞬时水样，每层采水样3 L，装入有编码的样品袋，4 ℃冷藏保存带回实验室。水深、水温、溶解氧 (dissolved oxygen，DO)、pH现场检测记录，总氮 (total nitrogen，TN) 、总磷 (total phosphorus，TP) 、化学需氧量 (chemical oxygen demand，CODMn) 等指标带回实验室监测分析。
1.3 水质参数测定
水质分析方法参照《水和废水监测分析方法》 (国家环境保护总局编委会，2002) 。TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法 (HJ 636-2012) 测定；TP采用钼酸铵分光光度法 (GB 11893-89) 测定；CODMn采用高锰酸盐指数的测定方法 (GB 11892-89) 测定；叶绿素a (Chlorophyll a，Chl-a) 采用丙酮法 (SL 88-2012) 测定。
1.4 浮游藻类鉴定及计数
取混匀水样50 mL，加入5%甲醛溶液固定保存样品，依据《中国淡水生物图谱》、《中国淡水藻志》和《中国淡水藻类—系统、分类及生态》进行藻类种类鉴定。浮游植物定量检测时，吸取0.1 mL置于0.1 mL计数框内 (面积20 mm×20 mm) 进行计数，在10×40倍镜下选择3~5行逐行计数。若部分点位浮游植物数量很少，则全片计数。各样品均计数2片，取平均值。藻类数量计算见式 (1) 。
N=N0N1×V1V0×Pn (1) 式中：N为1 L水样中浮游植物的数量，个；N0为计数框总格数，个；N1为计数过的方格数，个；V1为1 L水样经浓缩后的体积，mL；
V0为 Pn 1.5 数据处理与分析
采用CANOCO 5.0对各项指标进行RDA分析，分析前利用蒙特卡罗检验排除贡献小的环境因子。采用Origin 2017中的数据拟合功能实现对水环境因子及藻类群落的垂向分布拟合。
2. 结果与讨论
2.1 水质变化分析
如表1所示，东圳水库水温随季节变化较大。12月、1月和3月水温平均值分别为 (16.33±0.21) ℃、 (13.77±0.15) ℃和 (16.97±0.23) ℃。此阶段属于水库混合期，水温垂向差异较小。4月—6月水温平均值分别为 (18.43±2.50) ℃、 (21.03±5.37) ℃和 (26.60±4.47) ℃。此阶段属于水库分层期，水温垂向差异较大。pH与水深呈负相关，表层水体呈弱碱性，而深层水体呈弱酸性；且分层期pH的降幅更为明显，6月份最为显著，表层、中层和深层pH分别为8.23、6.00和5.73。这是由于分层期表层水体光照充足，水温较高，导致藻类数量较多、活性较强，大量藻类的光合作用改变了水体中的碳酸盐平衡，导致pH较高[14]；而底层水体由于温度升高、DO较低，底部沉积物水解酸化加剧，导致深层水体pH远低于表层水体。溶解氧 (DO) 随深度增加不断降低，混合期 (12月—3月) DO随水深变化较弱，分层期 (4月—6月) 受水深影响显著，呈现表层浓度高，深层浓度低的规律。此现象与高锐等[15]对潘家口水库DO与温度呈正相关，且受热分层影响显著的研究结论一致。TN和TP垂向差异较小， TN在5月最低，平均质量浓度为 (0.21±0.08) mg·L−1；在6月最高，平均质量浓度为 (0.55±0.04) mg·L−1。TP为0.01~0.03 mg·L−1，深层水体TP略高于表层水体，这可能是由于厌氧条件下水库沉积物中磷物质的释放所致[16-17]。由此可见，东圳水库TP释放浓度较低，且季节性变化不明显，水库平均N/P达到32.4 (最低值为10，最高值为59) ，属于典型的磷限制型水库 (N/P>16)[18]。
表 1 东圳水库2020 年12月至2021年6 月期间水质参数变化特征Table 1. Variation characteristics of water quality parameters of Dongzhen Reservoir from Dec. 2020 to Jun. 2021垂直分布 月份 水温/ pH DO/ TN/ TDN/ NO3-N/ NH3-N/ TP/ CODMn/ Chl-a/( ℃ (mg·L−1) (mg·L−1) (mg·L−1) (mg·L−1) (mg·L−1) (mg·L−1) (mg·L−1) Cells·L−1) 表层 0.5 m 12 16.50 7.01 7.26 0.41 0.39 0.26 0.37 0.01 2.68 3.61 1 13.60 5.32 7.88 0.30 0.26 0.27 0.03 0.01 2.63 6.97 3 17.10 6.85 8.94 0.27 0.26 0.25 0.06 0.01 4.38 3.22 4 20.90 7.99 9.45 0.34 0.23 0.31 0.04 0.01 3.12 7.59 5 27.00 9.15 9.24 0.14 0.13 0.07 0.05 0.03 4.57 12.08 6 31.30 8.23 8.4 0.52 0.38 0.44 0.03 0.01 4.62 5.82 中层10 m 12 16.40 6.96 7.1 0.47 0.36 0.23 0.31 0.02 2.87 3.00 1 13.80 5.08 7.94 0.30 0.28 0.24 0.02 0.01 2.73 6.97 3 17.10 6.95 8.92 0.27 0.22 0.23 0.07 0.01 4.3 1.95 4 18.50 7.25 7.09 0.40 0.14 0.35 0.08 0.01 2.85 2.65 5 19.50 6.80 2.57 0.20 0.18 0.17 0.09 0.02 4.06 6.62 6 26.10 6.00 4.3 0.54 0.41 0.43 0.05 0.01 4.59 11.10 深层20 m 12 16.10 7.03 7.61 0.39 0.38 0.31 0.03 0.01 2.78 4.80 1 13.90 5.12 7.76 0.29 0.20 0.22 0.02 0.01 2.25 7.12 3 16.70 6.90 6.73 0.30 0.33 0.27 0.02 0.01 4.96 1.92 4 15.90 6.82 2.81 0.47 0.25 0.45 0.14 0.02 2.85 3.42 5 16.60 6.70 1.97 0.29 0.23 0.18 0.15 0.01 4.11 1.76 6 22.40 5.73 4.17 0.59 0.36 0.25 0.30 0.01 4.65 6.00 | Show Table
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2.2 藻类群落结构的垂向分层与季节性变化
东圳水库藻类群落结构(属水平)随深度的分布规律如图1 所示。监测期内共检出浮游藻类7门39属，其中硅藻9属、蓝藻6属、绿藻16属、金藻和甲藻各2属、裸藻和隐藻各1属。水库全年浮游藻类群落结构主要以硅藻、蓝藻、绿藻和隐藻为主，且受到水深和季节变化的影响显著。硅藻和隐藻密度在1月份 (混合期) 深层水体达到最高；4月至6月期间，硅藻和隐藻主要集中于中层 (4~10 m) 水体。隐藻由于具有特殊的细胞膜和光合色素，其鞭毛可使其向水层中高营养盐浓度区域迁移以满足生长需求，因此在不同浓度营养盐环境中均能占优势[19-20]。此外，隐藻兼具自养和异养生长功能，高有机质的水体中利于其生长[21]。杨威等[22]对刘桥湖研究发现，秋季湖水透明度较低、营养盐含量较高及适宜的水温，为卵形隐藻的生长提供了条件。东圳水库隐藻门类也可能以卵形隐藻为主，且具有较高生物量。而绿藻因其趋光性较强以及更适宜于较高水温，浓度在6月达到最高，主要集中于表层-中层 (0~10 m) 水体。何少钦等[9]对东圳水库2019—2020年的藻类变化研究也发现，藻细胞浓度在6—8月份后相对处于较低水平。 进一步对藻类属水平的垂向分布可知，在表层水体， 12月和1月份尖头藻 (Raphidiopsis) 和直链藻 (Melosira) 的占比分别达到90.76%和88.26%；在3—4月，直链藻 (Melosira) 和隐藻 (Cryptophyta) 占比之和分别达到95.19%和92.6%；在5—6月，其他藻类占比显著增加，藻类多样性升高，以绿藻和蓝藻为主。中层 (10 m) 水体优势藻类与表层水体大致类似，但藻细胞浓度有所下降，其中针杆藻 (Synedra acus) 和曲壳藻 (Achnanthes) 占比有所升高。深层水体藻类密度和多样性进一步降低，优势藻类仍以直链藻 (Melosira) 、针杆藻 (Synedra acus) 、尖头藻 (Raphidiopsis)、细鞘丝藻 (Lyngbya) 和隐藻 (Cryptophyta) 为主。其中在温度较低的12~1月，直链藻 (Melosira) 、尖头藻 (Raphidiopsis) 之和的占比仍达到94.70%和88.78%；3—5月份主要以直链藻为主，占比分别达到94.21%、97.66%和52.99%；而6月份则又以尖头藻 (Raphidiopsis) 为主，占比达到91.79%。在20 m深的水库水体，直链藻为优势藻类。该藻属于典型硅藻门，常作为优势藻类在我国深水库源中被检测到[23-24]。参照优势藻类分布与水体营养盐判定[25]，东圳水库水体呈现“富营养”状态。
图 1 东圳水库不同时期藻类群落垂向分布 (占比大于1%)Figure 1. Vertical distribution of algae communities in Dongzhen Reservoir at different periods (proportion > 1%)2.3 不同深度藻类与水质因子偶联关系分析
采用RDA分析研究藻类群落与不同水质指标之间的偶联关系。图2 (a) 为藻类群落与环境因子的整体RDA分析结果，其中RDA1占比达到43.54%，RDA2占比达到24.18%，较好地解释了数据总差异。整体来看，水温、DO、pH、TN等水质因子对甲藻、蓝藻、绿藻和裸藻门生长具有一定促进作用，但对硅藻和隐藻门群落影响较弱。水温和TN对藻类群落影响显著[26]，本研究中的绿藻、蓝藻和甲藻门也呈现相似规律，但隐藻和硅藻则与水温、pH、CODMn和TN呈较弱相关性或是负相关。这主要是由于硅藻门和隐藻门的特异性导致。这与甄卓[27]对东圳水库蓝藻群落结构及多样性研究中的RDA分析结果一致。在表层水体 (图2 (b) ) ，绿藻、蓝藻和甲藻门显著受到水温、TN、pH和CODMn的影响。其中，水温是最主要因素，硅藻、隐藻和裸藻则受DO影响较大。在中层水体 (图2 (c) ) ，绿藻门与水温呈现极其显著的相关性 (P<0.01) 。在深层水体 (图2 (d) ) ，蓝藻和绿藻门与环境因子相关性较差，甲藻和裸藻与水温、TN和CODMn相关性显著，隐藻和硅藻则与DO相关性较大。闫苗苗等[28]也发现，表层水体藻类群落与水温、DO、pH、浊度、TP、NH4+-N和Chl-a等多种水质指标因子有关，在水深6 m处的藻类群落主要受到TN、电导率和铁盐的影响。
图 2 水库不同水层藻类功能群组结构与环境因子的冗余分析Figure 2. Redundancy analysis of algae functional group structure and environmental factors in different water layers of reservoir图3表示不同时期水质因子与藻类群落的垂向交互影响。如图3 (a) 所示，水库在12月至次年3月的混合期垂向温度差异较小；而4—6月的分层期水温垂向最大温差可达7.9 oC。李衍庆等[29]在对陕西李家河水库的研究中也发现类似现象。水温是影响水库水质的重要因子，温度差异导致水体分层，影响营养盐扩散，同时也影响藻类同化作用、细胞酶活性和代谢速率，进而改变藻类群落生长和分布特征[30]。根据图3中不同门类藻的垂向分布变化可知，混合期硅藻门和隐藻门在深层水体的密度高于表层水体，绿藻门则呈现相反规律；在分层期，表层水体中硅藻、隐藻和绿藻门的生物量明显高于深层水体，且与水温呈显著正相关关系。如图3 (d) 所示，混合期DO同水温呈现相似规律，DO垂向差异较小；分层期DO的垂向分布差异显著。尤其在6月份，DO在0~1 m的区域较高，水深大于1 m的水体DO骤降。这主要是因为表层水体与空气接触密切，易于与外界交换补充溶解氧，而较深水域光照强度较弱，水体结构较稳定，DO沿水体垂向混合作用较弱。硅藻、绿藻、隐藻、蓝藻和裸藻在5—6月达到最高，且主要分布于2~8 m处。如图3 (k) 和图3 (d) 所示，甲藻数量主要在6月达到最高，且主要分布于水体0~2 m，其垂向分布与DO呈现一致性。
图 3 不同时期东圳水库典型水质因子与主要藻类群落的垂向分布及变化Figure 3. Changes of typical water quality factors and main algae communities in Dongzhen Reservoir in different periods图3还表明，混合期TN受水深影响较小，而分层期TN随着水深增加明显升高，水库在6月份表层、中层和深层TN浓度分别达到0.523、0.536和0.589 mg·L−1。这主要是因为分层期水库水温升高，但溶解氧的置换作用减弱，下层水体以酸性厌氧环境为主，有利于水库沉积物中氮物质的释放，导致下层总氮浓度偏高。另外，值得注意的是，3—6月水库TN整体呈现上升趋势，但在5月份时，表层、中层和深层的TN均骤降。曾明正等[6]在对周村水库水体季节性分层现象及其水质响应特性的研究中也发现类似现象。分析其原因是周村水库4—5月期间，浮游植物密度不断上升，TN持续下降。根据图3 (f) ，在3月、5月和6月， CODMn整体呈现上升趋势，并在6月达到最高。但在4月份时水库CODMn骤降，混合期CODMn远低于分层期，较TN骤降提前了一个月。这可能与藻类将水体中的NO3-N转化为NH4+-N才能利用有关[31]，NO3−-N被吸收转化为藻细胞内部氨基酸或含碳化合物的同时，伴随部分当量化合物和骨架碳等物质的消耗[32]。
图4表示监测期间水库中不同形态氮的转化比例。在12月份，表层、中层和深层水体NH4+-N的质量浓度分别为0.37、0.31和0.03 mg·L−1，明显高于其他月份，这可能与外源输入有关。在1—3月，TN不断升高；而在4—5月，TN整体下降，其中NO3−-N质量浓度明显下降，NH4+-N质量浓度却略有升高。NH4+-N质量浓度在表层、中层和深层水体分别上升20.0%、11.1%和6.7%，NO3−-N质量浓度分别下降77.4%、51.4%和60.0%。此现象与藻类生长爆发有关，5月份表层和中层水体叶绿素a质量浓度相对4月分别上升了37.2%和60.0%，深层水体叶绿素a质量浓度降低了94.3%。陈文煊等[33]在对富营养化藻类爆发过程中不同形态氮的利用研究中发现，随着微囊藻生物量的上升，NH4+-N质量浓度在前期呈现较大波动，后期缓慢上升；而NO3−-N质量浓度则在一开始就呈现不断降低的规律现象。这说明藻类主要利用NO3−-N，表层水体由于光照充足、DO高，NO3−-N被藻类的利用率也最高。
图 4 东圳水库2019年12月—2020年6月不同形态氮的转化Figure 4. Nitrogen transformation of Dongzhen Reservoir in different periods2.4 针对水质因子垂向分层与季节性变化的藻类防控措施
深水型水库随季节变迁具有明显的水体分层特征和水质时空差异性，影响东圳水库浮游植物群落分布的环境因子主要有光照、水温、DO、pH和氮素等。东圳水库藻类群落垂向分布及氮形态转化过程如图5所示。水库氮素污染由外源输入和内源释放为主，混合期主要为NH4 +-N输入过程，表层好氧环境下NH4 +-N转化为NO3−-N，向水库底部沉积。在分层期，表层仍以外源性氮输入为主，而深层水体沉积物发生氮的内源性释放，且随着条件变化NH4 +-N和NO3−-N形态间发生转化。如图5 (a) 所示，混合期优势藻类为硅藻和隐藻，且在垂向均匀分布。水温、光照等因子主要影响水体藻-菌联合体系对氨氮和硝态氮的吸收转化速率，进而影响藻类群落分布及变化规律[34]。如图5 (b) 所示，分层期由于水热分层现象的发生，表层水体受光照、水温和DO等物理因素与氮、磷和CODMn等化学因素的综合影响，外源输入的NH4+-N在好氧环境下发生硝化反应，转换为NO3−-N，因此藻细胞质量浓度达到最高，优势藻类以趋光性较强的绿藻门和蓝藻门为主。相关研究也表明[35]，水库春季多以低温、小型且高比表面积型的绿藻、硅藻和甲藻为主；而夏季多以高温、大型或团状且低比表面积型的蓝藻、绿藻和硅藻为主。深层水体由于水温升高，但DO较低，厌氧条件加剧底层沉积物水解酸化、氮磷释放，优势藻类以硅藻和隐藻为主，造成藻类群落演替的主要因素为氮、磷物质，其中氮形态仍以NO3−-N为主，但由于异化还原为铵 (dissimilatory nitrate reduction to ammonium, DNRA) 作用，NH4+-N占比升高，此现象在深层水体最为明显。根据2017年对东圳水库氮磷污染源的调查结果[36]，水库TP、NH4+-N和TN的外源性输入总量分别达到20.54、83.25和135.43 t，流域主要污染物为NH4+-N和TN，其中农业面源污染贡献总氮符合达到66.3%，农村生活污水贡献占比达到11.6%。相关学者对东圳水库2018年污染负荷的预测也发现，由农业面源导致流域内TP、NH4+-N和TN的污染负荷分别占入库总量的66.6%、65.4%和67. 9%，污染源以流域内分布的57.33 km2枇杷树为主，果园每平方千米年平均化肥施用量达307.5 t[37]。
图 5 东圳水库不同水深下的藻类群落分布及氮形态转化Figure 5. Distribution of Algae Community and Transformation of Nitrogen Species at Different Water Depths in Dongzhen Reservoir综上所述，东圳水库在时间上分为混合期和分层期2个阶段，水库主要受到来自农业面源的氮污染，季节变化使得水温、DO和光照等环境因子发生变化，导致氮的浓度和形态发生变化。尤其在夏季，库体水温和DO升高、光照增强，水库发生明显分层现象，由外界输入至表层的外源性氮素无法沉淀到底部，底部沉积物中的内源性氮发生释放，为藻类提供营养条件，属于水华风险易发期。水华治理可将水体水质因子与浮游植物生长策略相结合[38]。针对东圳水库水华防治方案见图6。具体措施有如下4点。1) 严控点源污染：通过现场水处理站对当地农业、工业等排放的点源性高浓度污染物集中处理后再排放，直接减少污染物向水库的直接输入。2) 降低农业面源污染输入[39]：通过对流入水库的水体进行前置处理可有效减轻水库水质污染，降低入库水体浊度，削减水库氮、磷输入量，是水库生态系统良性发展的重要措施。边博等[40]采用复合型前置库减少塘马水库污染物输入量时发现，系统滞水1天，入库水体氮、磷、COD平均削减率可分别达67.2%、68.2%及89.3%。3) 建设水力扰动设施：东圳水库属于深水型水库，夏季具有明显分层现象，水力扰动可有效破坏库体热分层结构、改善光照条件以及抑制深层水体氮磷营养盐的释放作用，从而改变藻类生境条件，降低水华现象的发生风险。目前该技术在天津于桥水库、西安黑河水库和太原汾河水库等水体的水华防治工程中见到显著效果[41-43]。4) 增设原位修复装置[44-45]：当发生水华时，可通过机械除藻、黏土除藻、控造船原位打捞等技术，实现水库水华的修复与治理。
3. 结论
1) 东圳水库共检出浮游藻类7门39属，其中硅藻9属、蓝藻6属、绿藻16属、金藻和甲藻各2属、裸藻和隐藻各1属。全年浮游藻类群落结构主要以硅藻、蓝藻、绿藻和隐藻为主。
2) 藻类群落垂向分布受不同水质指标影响，且呈显著差异性。表层水体藻类群落显著受水温、TN和CODMn影响。在中层水体，绿藻、蓝藻和甲藻门与水温和TN呈显著相关性，硅藻、隐藻和裸藻门与DO和pH值呈负相关性。在深层水体，蓝藻和绿藻门与环境因子相关性较差，甲藻和裸藻主要受水温、TN和CODMn的影响，DO是影响隐藻和硅藻的主要水质因子。
3) 水温、pH和溶解氧是影响氮形态转化的关键因子，进而影响藻类群落。分层期表层水体优势藻类以绿藻门和蓝藻门为主；深层水体由于厌氧条件以及水温升高等因素驱动沉积物中的氮释放及其形态转化，优势藻类以硅藻和隐藻为主。
4) 东圳水库氮磷污染物来源以农业输入为主，水华风险易发生于夏季分层期，垂向分布于0~10 m水体范围内。当地政府可通过严控点源污染、减少农业面源输入、建设水力扰动设施和增设原位修复装置等措施，全方位加强水库富营养化治理，防控东圳水库水华现象的发生。
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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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