第３３ 卷第１２ 期
２０１３ 年１２ 月
環(huán) 境 科 學 學 報
�。粒悖簦� Ｓｃｉｅｎｔｉａｅ Ｃｉｒｃｕｍｓｔａｎｔｉａｅ
Ｖｏｌ． ３３，Ｎｏ． １２
Ｄｅｃ． ， ２０１３
基金項目： 國家自然科學基金資助項目（Ｎｏ． ５１０７８０３５，２１１７７０１０）；高等學校博士學科點專項科研基金（Ｎｏ． ２０１０００１４１１０００４）；人力資源和社會
保障部留學回國人員科技活動擇優(yōu)資助重點項目
Ｓｕｐｐｏｒｔｅｄ ｂｙ ｔｈｅ Ｎａｔｉｏｎａｌ Ｎａｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ Ｆｏｕｎｄａｔｉｏｎ ｏｆ Ｃｈｉｎａ （Ｎｏ． ５１０７８０３５，２１１７７０１０）， ｔｈｅ Ｐｈ． Ｄ． Ｐｒｏｇｒａｍｓ Ｆｏｕｎｄａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ Ｍｉｎｉｓｔｒｙ ｏｆ
Ｅｄｕｃａｔｉｏｎ ｏｆ Ｃｈｉｎａ （Ｎｏ． ２０１０００１４１１０００４） ａｎｄ ｔｈｅ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ Ｆｏｕｎｄａｔｉｏｎ ｆｏｒ Ｓｅｌｅｃｔｅｄ Ｏｖｅｒｓｅａｓ Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｓｃｈｏｌａｒ， Ｍｉｎｉｓｔｒｙ ｏｆ Ｐｅｒｓｏｎｎｅｌ ｏｆ Ｃｈｉｎａ
作者簡介： 張越（１９８９—），女，Ｅ⁃ｍａｉｌ：ｙｕｅｓｌｉｆｅ＠ ｌｉｖｅ． ｃｎ； ∗通訊作者（責任作者），Ｅ⁃ｍａｉｌ：ｗａｎｇｙｉｌｉｍａｉｌ＠１２６． ｃｏｍ
Ｂｉｏｇｒａｐｈｙ： ＺＨＡＮＧ Ｙｕｅ （１９８９—）， ｆｅｍａｌｅ， Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｙｕｅｓｌｉｆｅ＠ ｌｉｖｅ． ｃｎ； ∗Ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇ ａｕｔｈｏｒ，Ｅ⁃ｍａｉｌ：ｗａｎｇｙｉｌｉｍａｉｌ＠１２６． ｃｏｍ
張越，王毅力． ２０１３． 不同剪切條件下活性污泥理化性質(zhì)及脫水性能的響應(yīng)特征［Ｊ］． 環(huán)境科學學報，３３（１２）：３２３４⁃３２４３
Ｚｈａｎｇ Ｙ， Ｗａｎｇ Ｙ Ｌ． ２０１３． Ｒｅｓｐｏｎｓｅ ｆｅａｔｕｒｅｓ ｏｆ ｐｈｙｓｉｃｏｃｈｅｍｉｃａｌ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ａｎｄ ｄｅｗａｔｅｒａｂｉｌｉｔｙ ｏｆ ａｃｔｉｖａｔｅｄ ｓｌｕｄｇｅ （ＡＳ） ｕｎｄｅｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｓｈｅａｒ
ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ ［Ｊ］． Ａｃｔａ Ｓｃｉｅｎｔｉａｅ Ｃｉｒｃｕｍｓｔａｎｔｉａｅ，３３（１２）：３２３４⁃３２４３
不同剪切條件下活性污泥理化性質(zhì)及脫水性能的響
應(yīng)特征
張越，王毅力∗
北京林業(yè)大學環(huán)境科學與工程學院，北京市水體污染源控制技術(shù)重點實驗室，北京１０００８３
收稿日期：２０１３⁃０３⁃２３ 修回日期：２０１３⁃０４⁃１６ 錄用日期：２０１３⁃０４⁃１６
摘要：通過實驗室模擬，研究了原始活性污泥和最佳投藥量下調(diào)理污泥的毛細管吸水時間、粒度、分形維數(shù)、Ｚｅｔａ 電位和上清液ＳＳ 值等參數(shù)隨
剪切強度與時間的變化規(guī)律，確定了污泥的剪切敏感性和強度因子及粒徑、強度等參數(shù)與速度梯度（Ｇ）值之間的關(guān)系． 結(jié)果表明，剪切導致原
始污泥和調(diào)理污泥的脫水性能變差，相應(yīng)的臨界剪切強度分別為７００ ｒ·ｍｉｎ －１ （Ｇ ＝５５４． ６ ｓ －１ ）和４００ ｒ·ｍｉｎ －１ （Ｇ ＝２３９． ５ ｓ －１ ），并暴露出更多
帶負電荷的新鮮表面． 原始污泥的質(zhì)量分形維數(shù)受剪切作用影響不大，其粒徑在一定范圍內(nèi)隨剪切強度的增加而減小，而調(diào)理污泥絮體的質(zhì)量
分形維數(shù)卻隨之上升，粒度隨之降低． 原始污泥與調(diào)理污泥絮體的ＫＳＳ 值分別為４． ７３ × １０ －２ 、８． ３３ × １０ －２ ，穩(wěn)定絮體粒徑常數(shù)γ 值分別為
４． ９９ ×１０ －２ 、３５． １９ ×１０ －２ ，且前者的強度因子較高，它們均表明原始污泥的剪切穩(wěn)定性更好． 剝離是原始污泥剪切破碎的主要機制，而調(diào)理污
泥在臨界剪切強度以上呈現(xiàn)越來越明顯的剪切分裂機制． 此外，污泥粒徑、強度均與Ｇ 值呈現(xiàn)較好的指數(shù)關(guān)系．
關(guān)鍵詞：活性污泥；理化性質(zhì)；脫水性能；剪切強度；剪切穩(wěn)定性
文章編號：０２５３⁃２４６８（２０１３）１２⁃３２３４⁃１０ 中圖分類號：Ｘ７０３ 文獻標識碼：Ａ
Ｒｅｓｐｏｎｓｅ ｆｅａｔｕｒｅｓ ｏｆ ｐｈｙｓｉｃｏｃｈｅｍｉｃａｌ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ａｎｄ ｄｅｗａｔｅｒａｂｉｌｉｔｙ ｏｆ
ａｃｔｉｖａｔｅｄ ｓｌｕｄｇｅ （ＡＳ） ｕｎｄｅｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｓｈｅａｒ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ
ＺＨＡＮＧ Ｙｕｅ， ＷＡＮＧ Ｙｉｌｉ∗
Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，Ｂｅｉｊｉｎｇ Ｋｅｙ Ｌａｂ ｆｏｒ Ｓｏｕｒｃｅ Ｃｏｎｔｒｏｌ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ ｏｆ Ｗａｔｅｒ Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ，Ｂｅｉｊｉｎｇ Ｆｏｒｅｓｔｒｙ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｂｅｉｊｉｎｇ
１０００８３
Ｒｅｃｅｉｖｅｄ ２３ Ｍａｒｃｈ ２０１３； ｒｅｃｅｉｖｅｄ ｉｎ ｒｅｖｉｓｅｄ ｆｏｒｍ １６ Ａｐｒｉｌ ２０１３； �。幔悖悖澹穑簦澹� １６ Ａｐｒｉｌ ２０１３
Ａｂｓｔｒａｃｔ： Ｉｎ ｔｈｉｓ ｓｔｕｄｙ， ｓｈｅａｒ ｔｅｓｔｓ ｗｅｒｅ ｃｏｎｄｕｃｔｅｄ ｔｏ ｏｂｔａｉｎ ｔｈｅ ｖａｒｉａｔｉｏｎｓ ｏｆ ｃａｐｉｌｌａｒｙ ｓｕｃｔｉｏｎ ｔｉｍｅ （ＣＳＴ）， ｆｌｏｃ ｓｉｚｅ， ｆｒａｃｔａｌ ｄｉｍｅｎｓｉｏｎ， ｚｅｔａ ｐｏｔｅｎｔｉａｌ
ａｎｄ ｓｕｓｐｅｎｄｉｎｇ ｓｏｌｉｄ （ＳＳ） ｉｎ ｓｕｐｅｒｎａｔａｎｔ ｏｆ ｒａｗ ａｎｄ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｅｄ ａｃｔｉｖａｔｅｄ ｓｌｕｄｇｅ （ＡＳ） ｗｉｔｈ ｓｈｅａｒ ｓｔｒｅｎｇｔｈ ａｎｄ ｔｉｍｅ． Ｔｈｅ ｐａｒａｍｅｔｅｒｓ ｏｆ ｓｈｅａｒ ｓｅｎｓｉｂｉｌｉｔｙ，
ｓｔｒｅｎｇｔｈ ｆａｃｔｏｒ ａｎｄ ｔｈｅ ｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐｓ ｂｅｔｗｅｅｎ ｆｌｏｃ ｓｉｚｅ ｏｒ ｓｔｒｅｎｇｔｈ ａｎｄ ａｖｅｒａｇｅ ｖｅｌｏｃｉｔｙ ｇｒａｄｉｅｎｔ （Ｇ） ｗｅｒｅ ｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄ． Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｓｈｅａｒ ｃｏｕｌｄ
ｄｅｔｅｒｉｏｒａｔｅ ｔｈｅ ｄｅｗａｔｅｒａｂｉｌｉｔｙ ｏｆ ｂｏｔｈ ｒａｗ ａｎｄ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｅｄ ＡＳ， ａｎｄ ｃａｕｓｅ ｔｈｅ ｅｘｐｏｓｕｒｅ ｏｆ ｍｏｒｅ ｆｒｅｓｈ ｓｕｒｆａｃｅ ｗｉｔｈ ｎｅｇａｔｉｖｅ ｃｈａｒｇｅ． Ｆｏｒ ｔｈｅ ｒａｗ ａｎｄ
ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｅｄ ＡＳ ｓａｍｐｌｅｓ， ｔｈｅ ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇ ｃｒｉｔｉｃａｌ ｓｈｅａｒ ｓｔｒｅｎｇｔｈ ｗａｓ ７００ ｒ·ｍｉｎ －１ （Ｇ ＝５５４． ６ ｓ －１ ） ａｎｄ ４００ ｒ·ｍｉｎ －１ （Ｇ ＝２３９． ５ ｓ －１ ）， ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．
Ｗｉｔｈ ｔｈｅ ｉｎｃｒｅａｓｅ ｏｆ ｔｈｅ ｓｈｅａｒ ｓｔｒｅｎｇｔｈ ｉｍｐｏｓｅｄ ｏｎ ｔｈｅ ｒａｗ ＡＳ， ｔｈｅ ｆｒａｃｔａｌ ｄｉｍｅｎｓｉｏｎｓ ｒｏｕｇｈｌｙ ｋｅｐｔ ｃｏｎｓｔａｎｔ ａｎｄ ｔｈｅ ｆｌｏｃ ｓｉｚｅｓ ｄｅｃｒｅａｓｅｄ ｓｌｉｇｈｔｌｙ． Ｆｏｒ ｔｈｅ
ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｅｄ ＡＳ， ｔｈｅ ｉｎｃｒｅａｓｅ ｏｆ ｓｈｅａｒ ｓｔｒｅｎｇｔｈ ｌｅｄ ｔｏ ｔｈｅ ｒｉｓｉｎｇ ｏｆ ｔｈｅ ｆｌｏｃ ｆｒａｃｔａｌ ｄｉｍｅｎｓｉｏｎｓ ａｎｄ ｔｈｅ ｄｅｃｒｅａｓｅ ｏｆ ｔｈｅ ｆｌｏｃ ｓｉｚｅ． Ｆｕｒｔｈｅｒｍｏｒｅ， ｉｎ ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎ
ｗｉｔｈ ｔｈｅ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｅｄ ＡＳ （ｓｈｅａｒ ｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙ （ＫＳＳ） ＝８． ３３ ×１０ －２ ， ｆｌｏｃ ｓｉｚｅ ｅｘｐｏｎｅｎｔ （γ） ＝３５． １９ ×１０ －２ ）， ｔｈｅ ｒａｗ ＡＳ ｓｈｏｗｅｄ ａ ｇｒｅａｔｅｒ ｓｈｅａｒ ｓｔａｂｉｌｉｔｙ
ｏｎ ｔｈｅ ｂａｓｉｓ ｏｆ ｉｔｓ ｌｏｗｅｒ ＫＳＳ ｏｆ ４． ７３ ×１０ －２ ， ｌｏｗｅｒ γ ｏｆ ４． ９９ ×１０ －２ ａｎｄ ｈｉｇｈｅｒ ｓｔｒｅｎｇｔｈ ｆａｃｔｏｒ ｖａｌｕｅ． Ｕｎｄｅｒ ｔｈｅ ｓｈｅａｒ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ， ｔｈｅ ｓｕｒｆａｃｅ ｅｒｏｓｉｏｎ ｗａｓ
ｔｈｅ ｍａｉｎ ｍｅｃｈａｎｉｓｍ ｆｏｒ ｔｈｅ ｒａｗ ＡＳ， ｗｈｉｌｅ ｔｈｅ ｆｒａｇｍｅｎｔａｔｉｏｎ ｍｅｃｈａｎｉｓｍ ｂｅｃａｍｅ ｍｏｒｅ ａｎｄ ｍｏｒｅ ｏｂｖｉｏｕｓ ｆｏｒ ｔｈｅ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｅｄ ＡＳ ｂｅｙｏｎｄ ｔｈｅ ｃｒｉｔｉｃａｌ ｓｈｅａｒ
ｓｔｒｅｎｇｔｈ． Ｉｎ ａｄｄｉｔｉｏｎ， ｂｏｔｈ ｔｈｅ ｆｌｏｃ ｓｉｚｅ ａｎｄ ｓｔｒｅｎｇｔｈ ｐｒｅｓｅｎｔｅｄ ｇｏｏｄ ｅｘｐｏｎｅｎｔ ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎｓ ｗｉｔｈ Ｇ．
Ｋｅｙｗｏｒｄｓ： ａｃｔｉｖａｔｅｄ ｓｌｕｄｇｅ； ｐｈｙｓｉｃｏｃｈｅｍｉｃａｌ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ； ｄｅｗａｔｅｒａｂｉｌｉｔｙ； ｓｈｅａｒ ｓｔｒｅｎｇｔｈ； ｓｈｅａｒ ｓｔａｂｉｌｉｔｙ
１２ 期張越等：不同剪切條件下活性污泥理化性質(zhì)及脫水性能的響應(yīng)特征
１ 引言（Ｉｎｔｒｏｄｕｃｔｉｏｎ）
隨著我國污水處理行業(yè)的高速發(fā)展，城市污水
處理量也在不斷提高，其所產(chǎn)生的大量剩余污泥越
來越成為我國污水行業(yè)面臨的嚴峻問題． 研究預(yù)
測，“十二五”期間污泥（含水率８０％）年產(chǎn)量的增
長速度可達２４６ 萬ｔ·ａ－１ （張韻等，２０１０；王嵐等，
２０１０）． 因此，污泥的減量化、無害化和資源化已經(jīng)
成為該領(lǐng)域的研究熱點． 目前，在大型市政污水處
理廠中，絮凝調(diào)理⁃壓力場脫水是污泥減量的主流工
藝，也是污水處理廠中運行成本的主要貢獻者． 然
而，在調(diào)理污泥經(jīng)過管道流向脫水裝置的過程中，
污泥泵、管道、彎頭等組件會使調(diào)理污泥受到局部
阻力的剪切． 初步研究表明（Ａｂｕ⁃Ｏｒｆ ｅｔ ａｌ． ，１９９７），
這種剪切會導致污泥絮體的破碎，使得本來處于最
佳調(diào)理狀態(tài)的污泥絮體表面暴露出更多的負電荷，
從而降低污泥的脫水性能． 針對這一問題，國內(nèi)外
的定量研究很少． 國外一些研究者在探討攪拌強度
和最佳投藥量的關(guān)系時發(fā)現(xiàn)，攪拌強度的增大會導
致最佳投藥量增加，形成粒徑更小、強度更高的絮
體（ Ｄｅｎｔｅｌ ｅｔ ａｌ． ， １９９７； ２０００； Ｗａｎｇ ｅｔ ａｌ． ， ２０１１；
Öｒｍｅｃｉ ｅｔ ａｌ． ，２００９；Ｂｉｇｇｓ ｅｔ ａｌ． ，２０００），這些結(jié)果也
表明調(diào)理污泥絮體在一定強度的剪切下會發(fā)生破
碎． 國內(nèi)一些研究人員也開始在污泥脫水、運輸工
藝改進等方面注意到了剪切破碎的問題． 譬如，吳
淼等（２００８）通過測試城市污泥的流變特性和輸送
特性，探討了遠距離輸送管道中污泥流變特性、粒
徑等相關(guān)參數(shù)的數(shù)學模型；馮騫等（２００８）研究了攪
拌型反應(yīng)器中剪切對活性污泥沉降性能的影響，指
出較高的剪切作用下，污泥不能以絲狀菌為骨架生
長，而是形成更加密實的小絮體．
近年來，水處理混凝單元的絮體結(jié)構(gòu)隨剪切的
響應(yīng)特征成了研究的熱點． Ｊａｒｖｉｓ 等（２００５）綜述了
絮體強度和破碎的研究進展，指出一般情況下絮體
強度隨著絮體粒徑的減小而增大，而且大量證據(jù)顯
示絮體粒徑與施加的剪切速率存在一定的經(jīng)驗關(guān)
系． 俞文正等（２０１０；２０１１）研究認為，在硫酸鋁和聚
合有機電解質(zhì)作為混凝劑的高嶺土－ 腐殖酸體系
中，當電中和作用為主導時，絮體再絮凝能力較強，
前后粒徑變化不大，但增加剪切速率會導致破碎再
絮凝后絮體剩余濁度和顆粒數(shù)降低；而當卷掃機理
占主導時，絮體再絮凝能力較低，破碎過程明顯不
可逆． 張忠國等（２００９）對聚合氯化鋁（ＰＡＣｌ）混凝絮
體破碎和恢復情況的研究顯示，卷掃混凝和再穩(wěn)區(qū)
絮體強度較大，不易破碎，且破碎后不能完全恢復；
電中和混凝區(qū)絮體強度最小，易破碎，但破碎后可
完全恢復；穩(wěn)定區(qū)絮體強度較大，不易破碎且破碎
后絮體可進一步增長． 李濤等（２００６）研究了高嶺土
體系中硫酸鋁和陽離子聚丙烯酰胺形成的絮體，通
過分析在不同混凝機理下絮體粒徑、強度、分形維
數(shù)等參數(shù)與Ｇ 值的關(guān)系發(fā)現(xiàn)，粘結(jié)架橋作用形成的
絮體強度最高，但分形維數(shù)相對最低；卷掃作用形
成的絮體強度最弱，但分形維數(shù)相對較高；電中和
作用形成的絮體強度和分形維數(shù)分別介于其它二
者之間．
由此可見，有關(guān)水處理中混凝單元中絮體的剪
切破碎過程的研究結(jié)果可以為調(diào)理污泥的相關(guān)研
究提供參考． 本文正是針對上述問題，模擬調(diào)理污
泥在管道運輸過程中的剪切強度，采用毛細管吸水
時間、分形維數(shù)、剪切敏感性、強度等參數(shù)定量表征
污泥絮體的變化規(guī)律，探討其響應(yīng)特征，確定污泥
發(fā)生剪切破碎的臨界條件，初步探討相關(guān)過程的機
制，為污泥調(diào)理⁃脫水工藝條件的優(yōu)化提供支撐．
２ 材料與方法（Ｍａｔｅｒｉａｌｓ ａｎｄ ｍｅｔｈｏｄｓ）
２． １ 實驗材料
活性污泥樣品采自北京市某污水處理廠的濃
縮污泥，迅速運至實驗室后在（４． ０ ± ０． ５）℃ 下保
存，考慮到污泥樣品的不穩(wěn)定性，要求所有實驗在５
ｄ 內(nèi)完成． 因此，本實驗共采集５ 個批次的污泥樣品
進行不同階段的實驗． 表１ 給出了這５ 個批次污泥
樣品的基本性質(zhì)，可見雖然不同批次的污泥樣品在
ＴＳＳ 和ＶＳＳ 方面均有差異，但ｐＨ 值及電導率較為
接近．
表１ 活性污泥基本性質(zhì)
Ｔａｂｌｅ １�。茫瑁幔颍幔悖簦澹颍椋螅簦椋悖� ｏｆ ａｃｔｉｖａｔｅｄ ｓｌｕｄｇｅ ｓａｍｐｌｅｓ
樣品
編號ｐＨ 電導率
／ （ｍＳ·ｃｍ －１ ）
ＴＳＳ
／ （ｇ·Ｌ －１ ）
ＶＳＳ
／ （ｇ·Ｌ －１ ）
１ ６． ９５ ±０． ０１ １． ２６ ±０． ０４ ８． ９３ ±０． １６ ６． １３ ±０． ２１
２ ７． ００ ±０． ０２ １． ２８ ±０． ０２ ７． ８５ ±０． １３ ５． ６４ ±０． ５２
３ ７． ００ ±０． ０１ １． ３１ ±０． ０４ ７． ６７ ±０． １９ ５． ３７ ±０． １４
４ ７． ０２ ±０． ０１ １． ２２ ±０． ０６ ８． ２３ ±０． ５１ ６． ３５ ±０． ２７
５ ６． ９８ ±０． ０２ １． ２９ ±０． ０３ ８． ３０ ±０． ０８ ６． ０２ ±０． ０５
２． ２ 實驗方法
２． ２． １ 絮凝調(diào)理 絮凝調(diào)理實驗裝置采用六聯(lián)攪
拌器（ＪＴＹ⁃６ 型），量取活性污泥５００ ｍＬ 于１． ５ Ｌ 燒
３２３５
環(huán) 境 科 學 學 報３３ 卷
杯中，調(diào)理過程如下：①在快速攪拌（８００ ｒ·ｍｉｎ－１ ）
的條件下迅速加入一定體積０． ５％ 的陽離子聚丙烯
酰胺溶液（ＷＤ⁃４９６０），然后繼續(xù)攪拌１ ｍｉｎ；②慢速
攪拌（６２ ｒ·ｍｉｎ－１ ）５ ｍｉｎ． 測定調(diào)理后污泥的毛細吸
水時間（ＣＳＴ），取３ 次平行實驗的平均值．
２． ２． ２ 剪切裝置 圖１ 為剪切裝置示意圖
（Ｍｉｋｋｅｌｓｅｎ ｅｔ ａｌ． ，２００２）． 該裝置由一個２ Ｌ 的圓形
有機玻璃燒杯和可調(diào)轉(zhuǎn)速的攪拌系統(tǒng)組成，其中，
燒杯內(nèi)壁平均布設(shè)４ 個距杯底３． ７５ ｃｍ、高７． ５ ｃｍ
的擋板，單層攪拌槳尺寸為６ ｃｍ ×３ ｃｍ（長× 寬），
距杯底３ ｃｍ． 該裝置可以進行剪切響應(yīng)實驗和剪切
敏感性測試．
圖１ 剪切裝置示意圖
Ｆｉｇ． １�。樱悖瑁澹恚澹簦椋� ｄｉａｇｒａｍ ｏｆ ｓｈｅａｒ ｔｅｓｔｉｎｇ
剪切實驗程序：量�。保� ５ Ｌ 的污泥樣品于燒杯，
調(diào)節(jié)控制器電壓，設(shè)定攪拌槳轉(zhuǎn)速（Ｐ ＝ １００、２００、
３００、４００、５００、６００、７００、８００、９００ ｒ·ｍｉｎ－１，對應(yīng)的Ｇ
值分別為３０． ０、８４． ７、１５５． ６、２３９． ５、３３４． ８、４４０． １、
５５４． ６、６７７． ５、８０８． ５ ｓ－１ ），剪切污泥樣品一定時間
后，立即采樣進行后續(xù)測試．
剪切敏感性（ＫＳＳ）測試程序：量�。保� ５ Ｌ 濃度約
為４ ｇ·Ｌ－１的污泥樣品于燒杯中，以９８０ ｒ·ｍｉｎ－１ （Ｇ
值為８００ ｓ－１）的轉(zhuǎn)速進行剪切． 在第１ ｈ 內(nèi)每隔１０
ｍｉｎ、第２ ｈ 內(nèi)每隔２０ ｍｉｎ 取樣２０ ｍＬ，２２００ ｒ·ｍｉｎ－１
下離心２ ｍｉｎ，在６５０ ｎｍ 波長下測定各離心上清液
的吸光值（ Ｍｉｋｋｅｌｓｅｎ ｅｔ ａｌ． ， ２００２； Ｓｈｅｎｇ ｅｔ ａｌ． ，
２００８；王毅力等，２００９），通過標準曲線將其轉(zhuǎn)換為
濁度值（ＦＴＵ），再乘以１． ２ ｍｇ·Ｌ－１·ＦＴＵ－１ （轉(zhuǎn)換因
子）得出ＳＳ（ｇ·Ｌ－１ ）（Ｄｕｒｓｕｎ，２００７），然后采用公式
（１）對上述不同時間下上清液中懸浮膠體質(zhì)量濃度
進行擬合．
ｍｄ，ｔ ＝ ｍｄ，¥ ＋ （ｍｄ，０ － ｍｄ，¥） ６
π２ Σ９
Ｎ ＝ １
１ Ｎ２ ｅ－Ｎ２Ｄｔ
（１）
式中，ｍｄ，０、ｍｄ，ｔ 、ｍｄ，∞ 分別為開始時、ｔ 時刻和平衡時
懸浮膠體的質(zhì)量濃度（ｇ·Ｌ－１，以ＳＳ 計）；Ｄ 為有效
擴散常數(shù)（ｓ－１）；Ｎ 為整數(shù)．
２． ２． ３ 脫水性能測試 采用毛細吸水時間測定儀
（３０４Ｍ 型，Ｔｒｉｔｏｎ Ｅｌｅｃｔｒｏｎｉｃｓ）測定污泥樣品的毛細
吸水時間（ＣＳＴ）． 使用紫外⁃可見分光光度計（Ｔ６
型，北京普析通用有限公司）在６５０ ｎｍ 波長處測定
上清液的吸光值， 得到污泥上清液ＳＳ （ Ｄｕｒｓｕｎ，
２００７）．
２． ２． ４ 理化性質(zhì)測試 各剪切條件下的污泥絮體
形貌照片采用數(shù)碼相機（ＤＳＣ⁃Ｔ９ 型，Ｓｏｎｙ，日本）拍
攝． 污泥粒度由激光粒度儀（ Ｍａｓｔｅｒｓｉｚｅｒ ２０００，
Ｍａｌｖｅｒｎ Ｉｎｓｔｒｕｍｅｎｔｓ 公司，英國）進行測定，并依據(jù)文
獻（Ｗｕ ｅｔ ａｌ． ，２００２）計算其質(zhì)量分形維數(shù)． 上清液
中懸浮膠體的Ｚｅｔａ 電位通過Ｚｅｔａ 電位分析儀
（Ｚｅｔａｓｉｚｅｒ Ｎａｎｏ Ｚ 型，Ｍａｌｖｅｒｎ Ｉｎｓｔｒｕｍｅｎｔ，英國）進行
測定（Ｄｕｒｓｕｎ，２００７）．
根據(jù)Ｂａｃｈｅ 等（２００４）的研究，絮體強度可用如
下公式求得：
１４
πｄ２σ ＝ ２ × ρｗ ×π６ｄ３ × ３ ε３／ ４
ν１／ ４ （２）
ε ＝ ν·Ｇ２ （３）
式中， σ 為單位面積上的強度（Ｎ·ｍ－２ ），ρｗ 為水的
密度（ｋｇ·ｍ－３），ε 為能耗速率（ｍ·２ ｓ－３ ），ｖ 為運動粘
度（ｍ２·ｓ－１ ），Ｇ 為速度梯度（ｓ－１ ），ｄ 為污泥粒徑
（ｍ）．
３ 結(jié)果與討論（Ｒｅｓｕｌｔｓ ａｎｄ ｄｉｓｃｕｓｓｉｏｎ）
３． １ 活性污泥脫水性能的變化
通過不同投藥量（ＷＤ⁃４９６０）調(diào)理下活性污泥
ＣＳＴ 值的變化，確定出調(diào)理的最佳投藥量為２． ５
ｇ·ｋｇ－１． 圖２ 為各剪切強度下原始污泥和調(diào)理污泥
的ＣＳＴ 值隨時間的變化曲線． 由圖２ａ 和ｂ 可見，原
始污泥在小于４００ ｒ·ｍｉｎ－１ （Ｇ ＝ ２３９． ５ ｓ－１ ）的剪切
強度下，其ＣＳＴ 值變化不大；當剪切強度增大到７００
ｒ·ｍｉｎ－１（Ｇ ＝５５４． ６ ｓ－１）及以上時，ＣＳＴ 值在１５ ｓ 內(nèi)
迅速增加，之后隨剪切時間的延長而趨于穩(wěn)定． 對
于調(diào)理污泥（圖２ｃ、ｄ），當剪切強度增加到４００
ｒ·ｍｉｎ－１（Ｇ ＝２３９． ５ ｓ－１）時，ＣＳＴ 值在剪切初期（６０ ｓ
以內(nèi)）無明顯變化，此后開始較大幅度的升高，在更
高的剪切強度下，調(diào)理污泥ＣＳＴ 值基本上隨著剪切
時間的延長而繼續(xù)增加，但并未出現(xiàn)與原始污泥類
似的穩(wěn)定值． 上述變化過程表明，對于原始污泥，７００
ｒ·ｍｉｎ－１（Ｇ ＝ ５５４． ６ ｓ－１ ）是其脫水性能變差的臨界
３２３６
１２ 期張越等：不同剪切條件下活性污泥理化性質(zhì)及脫水性能的響應(yīng)特征
剪切強度；而對于調(diào)理污泥，這一臨界值卻為４００
ｒ·ｍｉｎ－１（Ｇ ＝２３９． ５ ｓ－１ ），由此可見，本實驗中調(diào)理
污泥更為剪切敏感．
圖２ 不同剪切強度下污泥樣品的ＣＳＴ 值隨時間的變化曲線（ａ． ｂ． 原始污泥；ｃ． ｄ． 調(diào)理污泥）
Ｆｉｇ． ２�。茫瑁幔睿纾� ｉｎ ＣＳＴ ｖａｌｕｅｓ ｗｉｔｈ ｔｉｍｅ ｕｎｄｅｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｓｈｅａｒ ｓｔｒｅｎｇｔｈｓ （ａ． ｂ． ｒａｗ ＡＳ； ｃ． ｄ． ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｅｄ ＡＳ）
不同剪切強度下污泥上清液ＳＳ 值隨剪切時間
的變化趨勢如圖３ 所示． 可見，大部分情況下，原始
污泥上清液ＳＳ 值開始隨剪切時間的延長迅速升高，
并在６０ ｓ 后趨于穩(wěn)定，剪切越強，ＳＳ 值升高幅度越
大． 此外，低強度、長時間的剪切并不能導致污泥上
清液中ＳＳ 的濃度高于較高強度時的平衡值． 由圖
３ｂ 可見，在１００ ｒ·ｍｉｎ－１ 以上的剪切強度下，調(diào)理污
泥上清液的ＳＳ 值隨剪切時間的延長開始迅速上升
而后緩慢增加． 這些結(jié)果與ＣＳＴ 值的響應(yīng)趨勢基本
一致． 結(jié)合ＣＳＴ 和ＳＳ 指標的變化可知，調(diào)理污泥和
原始污泥對剪切呈現(xiàn)出不同的響應(yīng)，這可能由于其
剪切破碎模式不同所致．
圖３ 不同剪切強度下污泥上清液ＳＳ 值隨剪切時間的變化曲線（ａ． 原始污泥；ｂ． 調(diào)理污泥）
Ｆｉｇ． ３�。郑幔颍椋幔簦椋铮睿� ｏｆ ＳＳ ｖａｌｕｅｓ ｉｎ ｓｕｐｅｒｎａｔａｎｔ ｏｆ ＡＳ ｍａｔｒｉｘ ｗｉｔｈ ｔｉｍｅ ｕｎｄｅｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｓｈｅａｒ ｓｔｒｅｎｇｔｈｓ （ａ． ｒａｗ ＡＳ； ｂ． ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｅｄ ＡＳ）
３２３７
環(huán) 境 科 學 學 報３３ 卷
３． ２ 剪切對污泥理化性質(zhì)影響
３． ２． １ 活性污泥幾何特征的變化 剪切前后污泥
絮體形貌照片如圖４ 所示． 比較圖４ 中原始污泥在
受到９００ ｒ·ｍｉｎ－１ 剪切前后的形貌照片，可以發(fā)現(xiàn)，
絮體形貌在剪切前后變化的不明顯． 對于經(jīng)過ＷＤ⁃
４９６０ 調(diào)理后的污泥，圖４ 顯示其絮體粒徑增加，呈
深土黃色，并具有清晰的邊界和不規(guī)則的形貌，隨
著剪切的加強，調(diào)理絮體粒徑減小，顏色逐漸變淺．
圖４ 活性污泥絮體在不同剪切強度下的形貌照片
Ｆｉｇ． ４�。桑恚幔纾澹� ｏｆ ＡＳ ｆｌｏｃｓ／ ａｇｇｒｅｇａｔｅｓ ｕｎｄｅｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｓｈｅａｒ ｓｔｒｅｎｇｔｈｓ
Ｐａｒｋｅｒ 等（１９７２） 研究表明， 絮體碰撞效率
（Ｒｃｏｌ）和破碎效率（Ｒｂｒ ） 共同決定絮體形成效率
（Ｒｆｌｏｃ），它們之間的關(guān)系滿足如下方程：
Ｒｆｌｏｃ ＝ αＲｃｏｌ － Ｒｂｒ （４）
式中，Ｒｃｏｌ 為污泥顆粒間的碰撞效率，α 為碰撞導致
粘附的系數(shù)． 絮體的粒徑是生長和破碎共同作用的
結(jié)果，當剪切強度增大到某一臨界值時，絮體破碎
占主導地位，粒徑達到一個新的平衡．
剪切強度對活性污泥粒度的影響如圖５ 所示．
由圖可知，調(diào)理前后污泥絮體的粒徑均隨著剪切強
度的增加而減小． 原始污泥顆粒（圖５ａ）初始粒徑約
為（７０． ３６ ± １． ７４） μｍ， 經(jīng)過１００ ｒ·ｍｉｎ－１ （ Ｇ ＝
３０． ０ ｓ－１）的剪切其粒徑變化不大，此后，隨剪切強
度的增加絮體粒徑降低的趨勢逐漸增強． 調(diào)理污泥
（圖５ｂ）初始粒徑為（４２６． ８２ ± ７． ７８） μｍ，在低于
４００ ｒ·ｍｉｎ－１（Ｇ ＝２３９． ５ ｓ－１ ）的剪切下，絮體粒徑小
幅度變小；當剪切強度達到４００ ｒ·ｍｉｎ－１ （Ｇ ＝２３９． ５
ｓ－１）時，絮體粒長在１５ ｓ 內(nèi)迅速變小至（２４７． ７１ ±
０．７５） μｍ，并在６０ ｓ 后逐漸趨于穩(wěn)定，且剪切強度
越高，絮體粒徑越小，在９００ ｒ·ｍｉｎ－１ 的剪切作用下
甚至達到初始粒徑的１／４ 以下． 這一結(jié)果表明，４００
ｒ·ｍｉｎ－１（Ｇ ＝ ２３９． ５ ｓ－１ ）是調(diào)理污泥破碎的臨界剪
切強度，這與圖２ 結(jié)果一致． 對于原始污泥，尚無法
從粒徑變化角度分辨出其臨界剪切強度． 比較圖５ａ
３２３８
１２ 期張越等：不同剪切條件下活性污泥理化性質(zhì)及脫水性能的響應(yīng)特征
與ｂ 可知，即使在本研究中最大強度的剪切作用下， 調(diào)理污泥的平衡粒徑依然比原始污泥高．
圖５ 不同剪切強度下污泥粒度隨時間的變化曲線（ａ． 原始污泥；ｂ． 調(diào)理污泥）
Ｆｉｇ． ５�。茫瑁幔睿纾� ｉｎ ｆｌｏｃ ｓｉｚｅ ｗｉｔｈ ｔｉｍｅ ｕｎｄｅｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｓｈｅａｒ ｓｔｒｅｎｇｔｈｓ（ａ． ｒａｗ ＡＳ； ｂ． ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｅｄ ＡＳ）
圖６ 為不同剪切強度下污泥質(zhì)量分形維數(shù)隨時
間的變化曲線． 如圖６ａ 所示，剪切作用對原始污泥
分形維數(shù)的影響不大，各剪切強度下的分形維數(shù)均
在２． ２ ～２． ３ 范圍內(nèi)． 而經(jīng)過絮凝調(diào)理的活性污泥絮
體密實程度降低，其質(zhì)量分形維數(shù)為１． ８６ ±０． ０１（Ｇ
＝０ ｓ－１），之后絮體質(zhì)量分形維數(shù)隨著剪切強度的
增加而升高，即使在Ｐ ＝９００ ｒ·ｍｉｎ－１的條件下，其質(zhì)
量分形維數(shù)達到２． ２ 左右，依然低于原始污泥絮體．
一般而言，質(zhì)量分形維數(shù)是顆粒內(nèi)部結(jié)構(gòu)開放程度
的表征． 上述結(jié)果顯示，ＷＤ⁃４９６０ 的調(diào)理導致絮體
的密實程度降低，內(nèi)部結(jié)構(gòu)更加開放． 結(jié)合圖５ 的結(jié)
果可知，剪切作用破壞了調(diào)理污泥絮體的網(wǎng)絡(luò)結(jié)
構(gòu)，使得絮體破碎，粒徑變小，但其相對密實程度卻
逐漸增加，盡管如此，由于絮體中陽離子聚丙烯酰
胺（ＣＰＡＭ）的存在及作用，導致其粒徑仍比原始污
泥絮體大，內(nèi)部開放結(jié)構(gòu)仍較高． 這也說明本試驗
所采用的剪切強度和時間尚無法使得調(diào)理污泥絮
體破碎到與原始污泥一致的幾何結(jié)構(gòu)． 此外，對于
原始污泥而言，剪切降低其絮體尺寸但未明顯改變
其內(nèi)部結(jié)構(gòu)的開放程度． 兩種污泥樣品的這種差異
可能源自不同的剪切破碎模式．
圖６ 不同剪切強度下污泥分形維數(shù)隨時間的變化曲線（ａ． 原始污泥；ｂ． 調(diào)理污泥）
Ｆｉｇ． ６�。茫瑁幔睿纾� ｉｎ ｆｒａｃｔａｌ ｄｉｍｅｎｓｉｏｎｓ ｏｆ ＡＳ ｆｌｏｃｓ／ ａｇｇｒｅｇａｔｅｓ ｗｉｔｈ ｔｉｍｅ ｕｎｄｅｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｓｈｅａｒ ｓｔｒｅｎｇｔｈ （ａ． ｒａｗ ＡＳ； ｂ． ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｅｄ ＡＳ）
３． ２． ２ 活性污泥電學性質(zhì)的變化 圖７ 給出了不
同剪切強度下污泥絮體的Ｚｅｔａ 電位隨時間的變化
曲線． 圖７ａ 顯示，原始污泥離心上清液中膠體的
Ｚｅｔａ 電位為（ －７． ５３ ±０． ５４）ｍＶ，隨著剪切的進行，
Ｚｅｔａ 電位總體下降，但波動較大（ － ８． ８７ ～ － １１． １７
ｍＶ 之間）． 最佳投藥量下調(diào)理污泥絮體的Ｚｅｔａ 電位
為（０． ３６ ±０． ４１）ｍＶ（圖７ｂ），符合Ｌｅｅ 等（２０１０）最
佳投藥量下Ｚｅｔａ 電位接近０ ｍＶ 的研究結(jié)果． 在剪
切作用下，它們的Ｚｅｔａ 電位在１５ ｓ 內(nèi)迅速下降到
－６． ６６ ｍＶ以下，在６０ ｓ 之前下降趨勢明顯，此后呈
３２３９
環(huán) 境 科 學 學 報３３ 卷
現(xiàn)緩慢下降趨勢或趨于穩(wěn)定，甚至達到－ １０． １８
ｍＶ． 此外，在較長的剪切時間下，高剪切強度會導致
Ｚｅｔａ 電位的降低幅度增大，這種現(xiàn)象在調(diào)理污泥絮
體中表現(xiàn)的更加明顯． 這些結(jié)果與Ｄｅｎｔｅｌ 等（２０００）
的研究中調(diào)理污泥絮體剪切后流動電流（ＳＣＤ）負向
偏移的結(jié)果具有一致性．
盡管如此，剪切后調(diào)理污泥的Ｚｅｔａ 電位依然低
于未受到剪切的原始污泥，結(jié)合圖５ 中剪切后調(diào)理
污泥的粒徑總是大于原始污泥的結(jié)果可以推測，剪
切作用下調(diào)理污泥的破碎機制涉及該絮體中原始
污泥顆粒的橫穿破裂，導致原始污泥顆粒內(nèi)部帶負
電荷表面的暴露，引起上述Ｚｅｔａ 電位降低的結(jié)果．
圖７ 不同剪切強度下污泥ｚｅｔａ 電位與剪切時間的關(guān)系（ａ． 原始污泥；ｂ． 調(diào)理污泥）
Ｆｉｇ． ７�。郑幔颍椋幔簦椋铮睿� ｏｆ ｚｅｔａ ｐｏｔｅｎｔｉａｌ ｏｆ ＡＳ ｆｌｏｃｓ／ ａｇｇｒｅｇａｔｅｓ ｗｉｔｈ ｔｉｍｅ ｕｎｄｅｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｓｈｅａｒ ｓｔｒｅｎｇｔｈｓ （ａ． ｒａｗ ＡＳ； ｂ． ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｅｄ ＡＳ）
３． ２． ３ 剪切敏感性 圖８ 顯示了剪切敏感性測試
過程中懸浮膠體的質(zhì)量濃度隨時間的變化趨勢，以
及公式（１）的擬合曲線，相應(yīng)的剪切敏感性參數(shù)如
表２ 所示． 調(diào)理污泥ＫＳＳ值高于原始污泥，擴散參數(shù)
Ｄ 也有同樣趨勢，這說明原始污泥剪切穩(wěn)定性更好．
一般而言，顆粒破碎存在分裂和剝離兩種機制，分
裂不會產(chǎn)生懸浮膠體，而剝離會產(chǎn)生較高濃度的分
散的膠體粒子（Ｊａｒｖｉｓ ｅｔ ａｌ． ，２００５）． 由圖８ 也可看
出，調(diào)理污泥剪切后其懸浮膠體的質(zhì)量濃度遠低于
原始污泥， 且數(shù)據(jù)波動較大． 此外， 圖５ 中９００
ｒ·ｍｉｎ－１剪切作用下，調(diào)理污泥的粒徑只比原始粒徑
值減小了１／４ 左右，而同樣剪切強度下，調(diào)理污泥的
粒徑卻減小了３／４ 以上． 綜合上述結(jié)果可知，原始污
泥絮體剪切破碎的機制主要為剝離機制；對于調(diào)理
污泥，圖５ 顯示小于４００ ｒ·ｍｉｎ－１ 的剪切強度導致污
泥粒徑比原始值下降的比例不超過１／４，這表明剝
離作用占主要地位；而當剪切強度超過４００ ｒ·ｍｉｎ－１
臨界值時，絮體粒徑迅速降低到原始值的１／２ 左右，
這表明分裂機制起主要作用，隨著剪切強度的增
大，分裂機制越來越明顯．
圖８ 剪切后污泥體系上清液膠體粒子ｍｄ，ｔ隨時間的變化（ａ． 原始污泥，ｂ． 調(diào)理污泥）
Ｆｉｇ． ８�。茫瑁幔睿纾� ｉｎ ｍｄ，ｔ ｖａｌｕｅ ｏｆ ｃｏｌｌｏｉｄ ｐａｒｔｉｃｌｅｓ ｉｎ ＡＳ ｓｕｐｅｒｎａｔａｎｔ ｗｉｔｈ ｓｈｅａｒ ｔｉｍｅ （ａ． ｒａｗ ＡＳ； ｂ． ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｅｄ ＡＳ）
３２４０
１２ 期張越等：不同剪切條件下活性污泥理化性質(zhì)及脫水性能的響應(yīng)特征
表２ 污泥的剪切敏感性（ＫＳＳ ）及其它相關(guān)參數(shù)
Ｔａｂｌｅ ２�。裕瑁� ｓｈｅａｒ ｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙ （ＫＳＳ） ａｎｄ ｏｔｈｅｒ ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇ ｐａｒａｍｅｔｅｒｓ ｆｏｒ ＡＳ
污泥種類ｍｄ，ｔ ／ （ｇ·Ｌ －１ ） ｍｄ ，∞ ／ （ｇ·Ｌ －１ ） ＫＳＳ Ｄ ／ ｓ －１
原始污泥３． ３０ ±０． ０２ ０． １５６１８ ±０． １２９０６ ０． ０４７３ ０． ００２１９ ±０． ００４４５
絮凝調(diào)理后污泥３． ３０ ±０． ０２ ０． ２７４７６ ±０． ０２７５３ ０． ０８３３ ０． ０１４１４ ±０． ００４７４
３． ２． ４ 強度因子 強度因子（Ｆ）是顆粒強度的最
基本評價指標之一，其值越大則顆粒越不容易剪切
破碎，不同剪切強度下的強度因子值有所差別
（Ｊａｒｖｉｓ ｅｔ ａｌ． ，２００５； Ｗａｎｇ ｅｔ ａｌ． ，２０１１），其值可以
根據(jù)公式（５）得出．
Ｆ ＝ ｄ２ ／ ｄ１ ×１００ （５）
式中，ｄ１指破碎前絮體的穩(wěn)定平均粒徑（ｍ），ｄ２ 指絮
體破碎后的穩(wěn)定平均粒徑（ｍ）．
不同Ｇ 值下污泥的強度因子變化見圖９． 可見，
各剪切強度下原始污泥的強度因子均高于調(diào)理污
泥，且隨Ｇ 值的增加下降幅度較小，無法判斷臨界
剪切強度． 但如圖２ａ 所示，由原始污泥的ＣＳＴ 變化
可得到其臨界剪切強度，可見剪切作用對原始污泥
脫水性能和粒徑的影響作用有所不同． 原始污泥的
脫水性能受剪切作用的影響在臨界剪切前后差異
較大，但由于原始污泥粒徑相對較小，在剪切強度
增大的過程中并沒有發(fā)生明顯的突變． 這可能是由
于原始污泥絮體剪切破碎的機制主要為剝離機制，
而剝離造成粒徑突變的概率較�。� 調(diào)理污泥的強度
因子在Ｇ 值較低時下降緩慢，當Ｇ 值增加到２３９． ５
ｓ－１（４００ ｒ·ｍｉｎ－１ ）時開始明顯下降． 表明調(diào)理污泥
比原始污泥更容易破碎，且對大于４００ ｒ·ｍｉｎ－１ 的剪
切強度更為敏感，這與兩種污泥剪切敏感性ＫＳＳ 的
測試結(jié)果一致．
圖９ 不同速度梯度（Ｇ）下污泥強的度因子的變化
Ｆｉｇ． ９ Ｃｈａｎｇｅｓ ｉｎ ＡＳ ｓｔｒｅｎｇｔｈ ｆａｃｔｏｒ ｗｉｔｈ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｖｅｌｏｃｉｔｙ ｇｒａｄｉｅｎｔ
（Ｇ） ｖａｌｕｅｓ
３． ２． ５ 污泥絮體的粒徑、強度與Ｇ 值的相關(guān)性分
析 一般而言，污泥絮體的粒徑會隨著Ｇ 值的增加
而減小（Ｌｅｅ ｅｔ ａｌ． ， ２００１）． 污泥粒徑（ｄ５０ ） 和強度
（σ）對Ｇ 值響應(yīng)的線性擬合結(jié)果如圖１０ 所示． 相應(yīng)
的關(guān)系式分別為ｄ５０ ＝ ｅ４． ３５４ Ｇ －０． ０４９９ （原始污泥） 和
ｄ５０ ＝ ｅ７． ２２２７Ｇ －１． ３５１９（調(diào)理污泥），確定系數(shù)（Ｒ２ ）分別
為０． ９１６１ 和０． ９５６６，ｐ 值均小于０． ０１，表明ｄ５０值與
Ｇ 值的指數(shù)函數(shù)均存在很好的線性關(guān)系；上述擬合
方程指數(shù)為－ γ，其中，γ 為穩(wěn)定絮體粒徑常數(shù)，可以
指示絮體的強度，即γ 值越大，表明絮體越容易隨
剪切強度的增加而破碎（Ｂａｃｈｅ， ２００４；Ｗａｎｇ ｅｔ ａｌ． ，
２００９）． 調(diào)理污泥的γ 值高于原始污泥，表示前者更
容易在剪切強度增加時發(fā)生破碎，這與剪切敏感性
ＫＳＳ顯示的結(jié)果具有一致性． 此外，李濤等（２０１０）模
擬出的鋁鹽在吸附電中和與卷掃絮凝作用時絮體
的γ 值分別為０． ６１０７ 和０． ５６１８，而陽離子聚丙烯
酰胺與高嶺土形成的絮體的γ 值為０． ３６７４，與本研
究的γ 值０． ３５１９ 較接近，在該高嶺土體系中，陽離
子聚丙烯酰胺主要通過高分子長鏈的粘結(jié)架橋作
用進行絮凝，相應(yīng)絮體的強度高于鋁鹽在吸附電中
和或卷掃絮凝作用時的絮體強度．
圖１０ 污泥粒徑（ ｄ５０ ） 和強度（ σ） 與速度梯度（ Ｇ） 之間的雙對
數(shù)關(guān)系圖
Ｆｉｇ． １０ Ｄｏｕｂｌｅ⁃ｌｏｇａｒｉｔｈｍｉｃ ｐｌｏｔｓ ｏｆ ｆｌｏｃ ｓｉｚｅ （ｄ５０ ） ｏｒ ｓｔｒｅｎｇｔｈ （σ）
ｖｅｒｓｕｓ ｖｅｌｏｃｉｔｙ ｇｒａｄｉｅｎｔ （Ｇ）
由圖１０ 可看出，相同Ｇ 值下的原始污泥強度
始終小于調(diào)理污泥，這一結(jié)果與強度因子指示的結(jié)
３２４１
環(huán) 境 科 學 學 報３３ 卷
果相反． 通過對比這兩個參數(shù)的計算公式可以發(fā)
現(xiàn)，強度因子與剪切前后絮體直徑比值的倒數(shù)成正
比，而強度則與某一剪切條件下的絮體直徑成正
比，這可能是導致σ 與強度因子表征結(jié)果相反的原
因． σ 與Ｇ 值也存在指數(shù)關(guān)系，擬合方程分別為σ ＝
ｅ－１． ６３８８Ｇ１． ４４５（原始污泥）和σ ＝ ｅ１． ４３１１ Ｇ１． １１０４ （調(diào)理污
泥），對應(yīng)的Ｒ２分別為０． ９９９７ 和０． ９８１４．
此外，通過對調(diào)理污泥分形維數(shù)與強度和強度
因子數(shù)據(jù)的擬合發(fā)現(xiàn)，σ 與分形維數(shù)ＤＦ的指數(shù)函數(shù)
存在很好的線性關(guān)系，Ｒ２ 為０． ９１９６，相應(yīng)的關(guān)系式
為σ ＝ ｅ－９． ６５０７Ｄ２４． ２２３４
Ｆ ，強度因子與ＤＦ的指數(shù)函數(shù)之
間也存在很好的線性關(guān)系，Ｒ２ 為０． ９８１３，相應(yīng)關(guān)系
式為Ｆ ＝ ｅ１． １４８４ ＤＦ
－０． １１５１，但原始污泥的分形維數(shù)和
強度與強度因子間均無明顯的相關(guān)性．
４ 結(jié)論（Ｃｏｎｃｌｕｓｉｏｎｓ）
１）最佳投藥量下的調(diào)理污泥對剪切呈現(xiàn)出更
為敏感的特點，原始污泥和調(diào)理污泥脫水性能變差
的臨界剪切強度分別為７００ ｒ·ｍｉｎ－１ （Ｇ ＝ ５５４． ６
ｓ－１）和４００ ｒ·ｍｉｎ－１（Ｇ ＝２３９． ５ ｓ－１ ）． 隨剪切強度的
增加，調(diào)理污泥形成結(jié)構(gòu)更為致密的小絮體，而原
始污泥的結(jié)構(gòu)變化不大． 調(diào)理污泥的剪切敏感性比
原始污泥高，相應(yīng)強度因子低． 污泥粒徑、強度均與
Ｇ 值之間呈現(xiàn)較好的指數(shù)關(guān)系．
２）剪切導致污泥迅速暴露出更多的帶負電荷
的新鮮表面． 剝離是原始污泥剪切破碎的主要機
制，而調(diào)理污泥的剪切破碎機制與剪切強度有關(guān)，
剪切強度低于４００ ｒ·ｍｉｎ－１ 時，剝離作用占主導，４００
ｒ·ｍｉｎ－１ 及以上分裂機制為主，且隨剪切強度的增加
越來越重要．
責任作者簡介：王毅力（１９７２—），男，博士，北京林業(yè)大學環(huán)
境科學與工程學院教授，博士生導師． 主要研究領(lǐng)域為：環(huán)境
顆粒物的分形特征與微界面分形反應(yīng)過程、環(huán)境水質(zhì)學、水
（體）污染控制與修復工程、生物反應(yīng)器中污泥的分子生態(tài)
學解析等． Ｅ⁃ｍａｉｌ：ｗａｎｇｙｉｌｉｍａｉｌ ＠ １２６． ｃｏｍ．
參考文獻（Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｓ）：
Ａｂｕ⁃Ｏｒｆ Ｍ Ｍ， Ｄｅｎｔｅｌ Ｓ Ｋ． １９９９． Ｒｈｅｏｌｏｇｙ ａｓ ｔｏｏｌ ｆｏｒ ｐｏｌｙｍｅｒ ｄｏｓｅ
ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ａｎｄ ｃｏｎｔｒｏｌ ［Ｊ］． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ， １２５（１２）：
１１３３⁃１１４１
Ａｂｕ⁃Ｏｒｆ Ｍ Ｍ， Ｄｅｎｔｅｌ Ｓ Ｋ． １９９７． Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｍｉｘｉｎｇ ｏｎ ｔｈｅ ｒｈｅｏｌｏｇｉｃａｌ
ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｅｄ ｓｌｕｄｇｅ： Ｆｕｌｌ⁃ｓｃａｌｅ ｓｔｕｄｉｅｓ ［Ｊ］． Ｗａｔｅｒ
Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， ３６（１１）： ５１⁃６０
Ｂｉｇｇｓ Ｃ Ａ， Ｌａｎｔ Ｐ Ａ． ２０００． Ａｃｔｉｖａｔｅｄ ｓｌｕｄｇｅ ｆｌｏｃｃｕｌａｔｉｏｎ： ｏｎ⁃ｌｉｎｅ
ｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎ ｏｆ ｆｌｏｃ ｓｉｚｅ ａｎｄ ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｓｈｅａｒ ［ Ｊ］． Ｗａｔｅｒ
Ｒｅｓｅａｒｃｈ， ３４（９）： ２５４２⁃２５５０
Ｄｅｎｔｅｌ Ｓ Ｋ， Ａｂｕ⁃Ｏｒｆ Ｍ Ｍ， Ｗａｌｋｅｒ Ｃ Ａ． ２０００． Ｏｐｔｉｍｉｚａｔｉｏｎ ｏｆ ｓｌｕｒｒｙ
ｆｌｏｃｃｕｌａｔｉｏｎ ａｎｄ ｄｅｗａｔｅｒｉｎｇ ｂａｓｅｄ ｏｎ ｅｌｅｃｔｒｏｋｉｎｅｔｉｃ ａｎｄ ｒｈｅｏｌｏｇｉｃａｌ
ｐｈｅｎｏｍｅｎａ ［Ｊ］． Ｃｈｅｍｉｃａｌ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ Ｊｏｕｒｎａｌ， ８０（１／３）： ６５⁃７２
Ｄｕｒｓｕｎ Ｄ． ２００７． Ｇｅｌ⁃ｌｉｋｅ ｂｅｈａｖｉｏｒ ｏｆ ｂｉｏｓｏｌｉｄｓ ｉｎ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｉｎｇ ａｎｄ
ｄｅｗａｔｅｒｉｎｇ ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ ［ Ｄ］． Ｄｅｌａｗａｒｅ： Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ ｏｆ Ｄｅｌａｗａｒｅ．
２４⁃６６
馮騫，汪翙，薛朝霞． ２００８． 剪切作用對活性污泥沉降性能的影響
［Ｊ］． 環(huán)境科學與技術(shù)， ３１（２）： ２０⁃２４
馮騫，薛朝霞，汪翙． ２００６． 水流剪切力對活性污泥特性影響的試驗
研究［Ｊ］． 河海大學學報（自然科學版）， ３４（４）： ３７４⁃３７７
Ｇｕｉｂａｕｄ Ｇ， Ｄｏｌｌｅｔ Ｐ， Ｔｉｘｉｅｒ Ｎ， ｅｔ ａｌ． ２００４． Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ
ｅｖｏｌｕｔｉｏｎ ｏｆ ａｃｔｉｖａｔｅｄ ｓｌｕｄｇｅｓ ｕｓｉｎｇ ｒｈｅｏｌｏｇｉｃａｌ ｍｅａｓｕｒｅｍｅｎｔｓ ［Ｊ］．
Ｐｒｏｃｅｓｓ Ｂｉｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ， ３９（１１）： １８０３⁃１８１０
Ｈｏｕ Ｃ Ｈ， Ｌｉ Ｋ Ｃ． ２００３． Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｓｌｕｄｇｅ ｄｅｗａｔｅｒａｂｉｌｉｔｙ ｕｓｉｎｇ
ｒｈｅｏｌｏｇｉｃａｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ［Ｊ］． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｓ， ２６（２）：
２２１⁃２２６
Ｊａｒｖｉｓ Ｐ， Ｊｅｆｆｅｒｓｏｎ Ｂ， Ｐａｒｓｏｎｓ Ｓ Ａ． ２００５． Ｂｒｅａｋａｇｅ， ｒｅｇｒｏｗｔｈ， ａｎｄ
ｆｒａｃｔａｌ ｎａｔｕｒｅ ｏｆ ｎａｔｕｒａｌ ｏｒｇａｎｉｃ ｍａｔｔｅｒ ｆｌｏｃｓ ［ Ｊ］． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
Ｓｃｉｅｎｃｅ ＆ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， ３９（７）： ２３０７⁃２３１４
Ｊｉｎ Ｂ， Ｗｉｌéｎ Ｂ Ｍ， Ｌａｎｔ Ｐ． ２００４． Ｉｍｐａｃｔｓ ｏｆ ｍｏｒｐｈｏｌｏｇｉｃａｌ， ｐｈｙｓｉｃａｌ
ａｎｄ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ｏｆ ｓｌｕｄｇｅ ｆｌｏｃｓ ｏｎ ｄｅｗａｔｅｒａｂｉｌｉｔｙ ｏｆ ａｃｔｉｖａｔｅｄ
ｓｌｕｄｇｅ ［Ｊ］． Ｃｈｅｍｉｃａｌ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ Ｊｏｕｒｎａｌ， ９８（１／２）： １１５⁃１２６
Ｌａｉ Ｊ Ｙ， Ｌｉｕ Ｊ Ｃ． ２００４． Ｃｏ⁃ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｉｎｇ ａｎｄ ｄｅｗａｔｅｒｉｎｇ ｏｆ ａｌｕｍ ｓｌｕｄｇｅ
ａｎｄ ｗａｓｔｅ ａｃｔｉｖａｔｅｄ ｓｌｕｄｇｅ ［Ｊ］． Ｗａｔｅｒ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， ５０
（９）： ４１⁃４８
Ｌｅｅ Ｃ Ｈ， Ｌｉｕ Ｊ Ｃ． ２００１． Ｓｌｕｄｇｅ ｄｅｗａｔｅｒａｂｉｌｉｔｙ ａｎｄ ｆｌｏｃ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ ｉｎ ｄｕａｌ
ｐｏｌｙｍｅｒ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｉｎｇ ［Ｊ］． Ａｄｖａｎｃｅｓ ｉｎ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｒｅｓｅａｒｃｈ， ５
（２）： １２９⁃１３６
Ｌｉ Ｔ， Ｚｈｕ Ｚ， Ｗａｎｇ Ｄ Ｓ， ｅｔ ａｌ． ２００６． Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎ ｏｆ ｆｌｏｃ ｓｉｚｅ，
ｓｔｒｅｎｇｔｈ ａｎｄ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ ｕｎｄｅｒ ｖａｒｉｏｕｓ ｃｏａｇｕｌａｔｉｏｎ ｍｅｃｈａｎｉｓｍｓ ［Ｊ］．
Ｐｏｗｄｅｒ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， １６８（２）： １０４⁃１１０
李婷，王毅力，馮晶，等． ２０１２． 活性污泥的理化性質(zhì)與絮凝調(diào)理投藥
量的關(guān)系［Ｊ］． 環(huán)境科學， ３３（３）： ８８９⁃８９５
Ｍｉｋｋｅｌｓｅｎ Ｌ Ｈ． ２００１． Ｔｈｅ ｓｈｅａｒ ｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙ ｏｆ ａｃｔｉｖａｔｅｄ ｓｌｕｄｇｅ：
Ｒｅｌａｔｉｏｎｓ ｔｏ ｆｉｌｔｅｒａｂｉｌｉｔｙ， ｒｈｅｏｌｏｇｙ ａｎｄ ｓｕｒｆａｃｅ ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ ［ Ｊ］．
Ｃｏｌｌｏｉｄｓ ａｎｄ Ｓｕｒｆａｃｅｓ （ Ａ： Ｐｈｙｓｉｃｏｃｈｅｍｉｃａｌ ａｎｄ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ
Ａｓｐｅｃｔｓ）， １８２（１／３）： １⁃１４
Ｍｉｋｋｅｌｓｅｎ Ｌ Ｈ， Ｋｅｉｄｉｎｇ Ｋ． ２００２． Ｔｈｅ ｓｈｅａｒ ｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙ ｏｆ ａｃｔｉｖａｔｅｄ
ｓｌｕｄｇｅ： ａｎ ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｐｏｓｓｉｂｉｌｉｔｙ ｆｏｒ ａ ｓｔａｎｄａｒｄｉｓｅｄ ｆｌｏｃ
ｓｔｒｅｎｇｔｈ ｔｅｓｔ ［Ｊ］． Ｗａｔｅｒ Ｒｅｓｅａｒｃｈ， ３６（１２）： ２９３１⁃２９４０
Ｎｏｖａｋ Ｊｏｈｎ Ｔ． ２００６． Ｄｅｗａｔｅｒｉｎｇ ｏｆ ｓｅｗａｇｅ ｓｌｕｄｇｅ ［ Ｊ］． Ｄｒｙｉｎｇ
Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， ２４（１０）： １２５７⁃１２６２
Öｒｍｅｃｉ Ｂ， Ａｈｍａｄ Ａ． ２００９． Ｍｅａｓｕｒｅｍｅｎｔ ｏｆ ａｄｄｉｔｉｏｎａｌ ｓｈｅａｒ ｄｕｒｉｎｇ
ｓｌｕｄｇｅ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｉｎｇ ａｎｄ ｄｅｗａｔｅｒｉｎｇ ［Ｊ］． Ｗａｔｅｒ Ｒｅｓｅａｒｃｈ， ４３（１３）：
３２４９⁃３２６０
Ｐａｒｋｅｒ Ｄ Ｓ， Ｋａｕｆｍａｎ Ｗ Ｊ， Ｊｅｎｋｉｎｓ Ｄ． １９７２． Ｆｌｏｃ ｂｒｅａｋｕｐ ｉｎ ｔｕｒｂｕｌｅｎｔ
ｆｌｏｃｃｕｌａｔｉｏｎ ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ ［Ｊ］． Ｓａｎｉｔａｒｙ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ Ｄｉｖｉｓｉｏｎ， ９８（１）：
７９⁃９９
Ｓｈｅｎｇ Ｇ Ｐ， Ｙｕ Ｈ Ｑ， Ｌｉ Ｘ Ｙ． ２００８． Ｓｔａｂｉｌｉｔｙ ｏｆ ｓｌｕｄｇｅ ｆｌｏｃｓ ｕｎｄｅｒ ｓｈｅａｒ
ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ ［Ｊ］． Ｂｉｏｃｈｅｍｉｃａｌ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ Ｊｏｕｒｎａｌ， ３８（３）： ３０２⁃３０８
３２４２
１２ 期張越等：不同剪切條件下活性污泥理化性質(zhì)及脫水性能的響應(yīng)特征
Ｓｎｉｄａｒｏ Ｄ， Ｚａｒｔａｒｉａｎ Ｆ， Ｊｏｒａｎｄ Ｆ， ｅｔ ａｌ． １９９７． Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎ ｏｆ
ａｃｔｉｖａｔｅｄ ｓｌｕｄｇｅ ｆｌｏｃｓ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ ［Ｊ］． Ｗａｔｅｒ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，
３６（４）： ３１３⁃３２０
Ｗａｎｇ Ｄ Ｓ， Ｗｕ Ｒ Ｂ， Ｊｉａｎｇ Ｙ Ｚ， ｅｔ ａｌ． ２０１１． Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎ ｏｆ ｆｌｏｃ
ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ ａｎｄ ｓｔｒｅｎｇｔｈ： Ｒｏｌｅ ｏｆ ｃｈａｎｇｉｎｇ ｓｈｅａｒ ｒａｔｅｓ ｕｎｄｅｒ ｖａｒｉｏｕｓ
ｃｏａｇｕｌａｔｉｏｎ ｍｅｃｈａｎｉｓｍｓ ［ Ｊ ］． Ｃｏｌｌｏｉｄｓ ａｎｄ Ｓｕｒｆａｃｅｓ （ Ａ：
Ｐｈｙｓｉｃｏｃｈｅｍｉｃａｌ ａｎｄ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ Ａｓｐｅｃｔｓ）， ３７９（１／３）： ３６⁃４２
王東升． ２００９． 微污染原水強化混凝技術(shù)［Ｍ］． 北京：科學出版社．
１９４⁃２２１
王嵐． ２０１０． 我國污泥處理處置發(fā)展概述［Ｊ］． 給水排水動態(tài)， （４）：
１１⁃１２
Ｗａｎｇ Ｙ Ｌ， Ｄｅｎｔｅｌ Ｓ Ｋ． ２０１１． Ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｐｏｌｙｍｅｒ ｄｏｓｅｓ ａｎｄ ｅｘｔｅｎｄｅｄ
ｍｉｘｉｎｇ ｉｎｔｅｎｓｉｔｙ ｏｎ ｔｈｅ ｇｅｏｍｅｔｒｉｃ ａｎｄ ｒｈｅｏｌｏｇｉｃａｌ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ
ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｅｄ ａｎａｅｒｏｂｉｃ ｄｉｇｅｓｔｅｄ ｓｌｕｄｇｅ （ ＡＤＳ ） ［ Ｊ］． Ｃｈｅｍｉｃａｌ
Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ Ｊｏｕｒｎａｌ， １６６（３）： ８５０⁃８５８
王毅力， 黃承貴． ２００９． 好氧污泥絮體與厭氧顆粒污泥的剪切穩(wěn)定
性分析［Ｊ］． 中國環(huán)境科學， ２９（４）： ３８０⁃３８５
Ｗｕ Ｃ Ｃ， Ｗｕ Ｊ Ｊ， Ｈｕａｎｇ Ｒ Ｙ． ２００３． Ｆｌｏｃ ｓｔｒｅｎｇｔｈ ａｎｄ ｄｅｗａｔｅｒｉｎｇ
ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ ｏｆ ａｌｕｍ ｓｌｕｄｇｅ ［Ｊ］． Ａｄｖａｎｃｅｓ ｉｎ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｒｅｓｅａｒｃｈ，
７（３）： ６１７⁃６２１
吳淼， 趙學義， 潘越， 等． ２００８． 城市污泥的特性及管道輸送技術(shù)研
究［Ｊ］． 環(huán)境工程學報， ２（２）： ２６０⁃２６５
Ｗｕ Ｒ Ｍ， Ｌｅｅ Ｄ Ｊ， Ｗａｉｔｅ Ｔ Ｄ， ｅｔ ａｌ． ２００２． Ｍｕｌｔｉｌｅｖｅｌ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ ｏｆ
ｓｌｕｄｇｅ Ｆｌｏｃｓ． ［ Ｊ ］． Ｃｏｌｌｏｉｄ ａｎｄ Ｉｎｔｅｒｆａｃｅ Ｓｃｉｅｎｃｅ， ２５２ （ ２ ）：
３８３⁃３９２
Ｙｅｎ Ｐ， Ｃｈｅｎ Ｌ Ｃ， Ｃｈｉｅｎ Ｃ Ｙ， ｅｔ ａｌ． ２００２． Ｎｅｔｗｏｒｋ ｓｔｒｅｎｇｔｈ ａｎｄ
ｄｅｗａｔｅｒａｂｉｌｉｔｙ ｏｆ ｆｌｏｃｃｕｌａｔｅｄ ａｃｔｉｖａｔｅｄ ｓｌｕｄｇｅ ［Ｊ］． Ｗａｔｅｒ Ｒｅｓｅａｒｃｈ，
３６（３）： ５３９⁃５５０
Ｙｕ Ｗ Ｚ， Ｈｕ Ｃ Ｚ， Ｌｉｕ Ｈ Ｊ， ｅｔ ａｌ． ２０１２． Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｄｏｓａｇｅ ｓｔｒａｔｅｇｙ ｏｎ Ａｌ⁃
ｈｕｍｉｃ ｆｌｏｃｓ ｇｒｏｗｔｈ ａｎｄ ｒｅ⁃ｇｒｏｗｔｈ ［Ｊ］． Ｃｏｌｌｏｉｄｓ ａｎｄ Ｓｕｒｆａｃｅｓ （Ａ：
Ｐｈｙｓｉｃｏｃｈｅｍｉｃａｌ ａｎｄ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ Ａｓｐｅｃｔｓ）， ４０４： １０６⁃１１１
Ｙｕ Ｗ Ｚ， Ｇｒｅｇｏｒｙ Ｊ， Ｃａｍｐｏｓ Ｌ， ｅｔ ａｌ． ２０１１． Ｔｈｅ ｒｏｌｅ ｏｆ ｍｉｘｉｎｇ
ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ ｏｎ ｆｌｏｃ ｇｒｏｗｔｈ， ｂｒｅａｋａｇｅ ａｎｄ ｒｅ⁃ｇｒｏｗｔｈ ［Ｊ］． Ｃｈｅｍｉｃａｌ
Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ Ｊｏｕｒｎａｌ， １７１（２）： ４２５⁃４３０
俞文正． ２０１０． 混凝絮體破碎再絮凝機理研究及對超濾膜污染的影
響［Ｄ］． 哈爾濱：哈爾濱工業(yè)大學． ４４⁃６８
張韻． ２０１０． 我國污泥處理處置的規(guī)劃研究［Ｊ］． 給水排水動態(tài)，
（４）： １３⁃１５
張忠國，欒兆坤，趙穎，等． ２００７． 聚合氯化鋁（ＰＡＣｌ）混凝絮體的破
碎與恢復［Ｊ］． 環(huán)境科學， ２８（２）： ３４６⁃３５１
３２４３
