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    微波耦合Fe0/H2O2對(duì)剩余污泥脫水性能的影響

    2021-01-21 09:27:14李洋洋馬姝雅郝夢(mèng)亞
    關(guān)鍵詞:泥餅投加量反應(yīng)時(shí)間

    李洋洋,馬姝雅,朱 薇,郝夢(mèng)亞,端 允

    (太原理工大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,太原 030024)

    隨著我國(guó)城市化進(jìn)程的快速發(fā)展,污泥處理問(wèn)題日益突出。污水生化處理過(guò)程中產(chǎn)生的污泥含水率通常超過(guò)95%,使得污泥的運(yùn)輸、儲(chǔ)存和處理都變得非常困難[1]。而污泥中的胞外聚合物(extracellular polymeric substances,EPS)通常能夠占到污泥總量的80%以上,它將大量水分包裹在污泥絮體結(jié)構(gòu)中,是導(dǎo)致污泥脫水困難的主要原因[2]。

    近年來(lái),國(guó)內(nèi)外已經(jīng)采取了各種各樣的方法來(lái)降低污泥的含水率。其中,芬頓氧化法因能產(chǎn)生大量具有極強(qiáng)氧化性的羥基自由基(·OH),可有效破解污泥絮體結(jié)構(gòu),增強(qiáng)污泥脫水性能而被廣泛應(yīng)用[3]。然而Fe2+在空氣中容易氧化且在污泥處理中會(huì)生成大量鐵泥。與Fe2+相比,F(xiàn)e0是一種綠色、穩(wěn)定、廉價(jià)的催化劑,除此之外,它還具有可磁力回收的優(yōu)點(diǎn)[4]。Fe0/H2O2類(lèi)芬頓反應(yīng)與芬頓反應(yīng)有著相似的氧化性能,如反應(yīng)式(1)-(9)所示[5],因此,一些研究者將其應(yīng)用于污泥脫水中[5-7],能夠在一定程度上避免鐵泥的產(chǎn)生。但Fe0/H2O2類(lèi)芬頓反應(yīng)在污泥處理過(guò)程中仍然存在試劑投加量大、反應(yīng)時(shí)間長(zhǎng)、Fe2+釋放效率不高等問(wèn)題[8]。ZHANG et al[9]認(rèn)為微波(MW)作為一種具有廣闊應(yīng)用前景的污泥脫水方式,不僅能促進(jìn)H2O2分解為·OH,而且可以提升整個(gè)反應(yīng)體系的效率。CHEN et al[10]將MW-Fe0/H2O2體系應(yīng)用于垃圾滲濾液的處理,發(fā)現(xiàn)能有效降解垃圾滲濾液中的有機(jī)污染物,ZHANG et al[11]也得到類(lèi)似結(jié)論。然而,目前MW-Fe0/H2O2體系多用于對(duì)廢水的處理,在污泥脫水領(lǐng)域卻鮮有報(bào)道。

    Fe0+2H+→Fe2++H2.

    (1)

    Fe0+Fe3+→2Fe2+.

    (2)

    Fe2++H2O2→Fe3++·OH+OH-.

    (3)

    H2O2→2·OH .

    (4)

    Fe3++H2O2→Fe2++H++HO2· .

    (5)

    HO2·+Fe3+→Fe2++O2+H+.

    (6)

    H2O2+·OH→H2O+HO2· .

    (7)

    ·OH+HO2·→H2O+O2.

    (8)

    Fe2++·OH→Fe3++OH-.

    (9)

    因此本文采用MW-Fe0/H2O2體系對(duì)污泥進(jìn)行調(diào)理,探究初始pH值、微波功率、反應(yīng)時(shí)間、H2O2投加量和Fe0投加量對(duì)污泥脫水性能的影響,并通過(guò)分析污泥中EPS的組成變化,深入認(rèn)識(shí)MW-Fe0/H2O2改善污泥脫水性能的作用機(jī)理,以期為剩余污泥處理提供一條新的途徑。

    1 材料與方法

    1.1 污泥來(lái)源與特性

    污泥樣品取自晉中市正陽(yáng)污水處理廠(chǎng)污泥濃縮池,該廠(chǎng)采用SBR污水處理工藝。實(shí)驗(yàn)污泥過(guò)18目篩除去大顆粒雜質(zhì),置于4 ℃冰箱。實(shí)驗(yàn)污泥的基本性質(zhì)如表1所示。

    表1 實(shí)驗(yàn)污泥的基本性質(zhì)Table 1 Basic properties of experimental sludge

    1.2 儀器與設(shè)備

    實(shí)驗(yàn)用微波反應(yīng)器為定制產(chǎn)品,功率可以連續(xù)調(diào)節(jié),頻率為2 450 MHz,磁控管最大輸出功率為1 kW.其他儀器與設(shè)備有:FA1004電子天平,PSH-3C pH計(jì),K-SW馬弗爐,3H25RL離心機(jī),GZX90 9076MBE電熱鼓風(fēng)干燥箱,Triton type 304M CST測(cè)定儀,PS-WN-066污泥比阻裝置,UV-1900PC紫外-可見(jiàn)分光光度計(jì),RF-6000熒光分光光度計(jì),TOC-VCPH分析儀。

    1.3 實(shí)驗(yàn)方案

    量取200 mL污泥樣品至500 mL燒杯中,用5 mol/L的HCl溶液調(diào)節(jié)pH值,投加一定量的Fe0和H2O2,以150 r/min攪拌2 min,混合均勻后放入微波反應(yīng)器中,到達(dá)設(shè)定時(shí)間后,取出燒杯,加入4 mol/L NaOH溶液將污泥pH值調(diào)至中性,終止類(lèi)芬頓反應(yīng),樣品冷卻至室溫后,進(jìn)行分析測(cè)試。

    反應(yīng)條件:pH值分別為1,2,3,4,5,6,7;微波時(shí)間分別為30,60,90,120,150,180,210 s;微波功率分別對(duì)應(yīng)為100,200,300,400,500,600,700 W;H2O2投加量(每克總固體投加的H2O2的質(zhì)量)分別為0,30,60,90,120,150,180 mg/g;Fe0投加量(每克總固體投加的Fe0的質(zhì)量)分別為0,10,20,40,60,80,100 mg/g.

    1.4 分析方法

    污泥的pH值采用pH計(jì)測(cè)定;泥餅含水率采用重量法測(cè)定;TS,VS質(zhì)量濃度采用濾紙烘干灼燒法測(cè)定;污泥比阻(SRF)采用布氏漏斗法測(cè)定;毛細(xì)吸水時(shí)間(CST)采用Triton type 304M CST測(cè)定儀測(cè)定;胞外聚合物(EPS)采用改進(jìn)的熱提取法提取[12];多糖采用苯酚硫酸法測(cè)定;蛋白質(zhì)用BCA蛋白定量檢測(cè)試劑盒測(cè)定,溶解性有機(jī)物(DOC)采用TOC-VCPH分析儀測(cè)定。三維熒光光譜(3D-EEM)采用熒光光譜儀測(cè)定,激發(fā)波長(zhǎng)λEx區(qū)間為200~400 nm,波長(zhǎng)間距為2 nm,發(fā)射波長(zhǎng)λEm區(qū)間為250~500 nm,波長(zhǎng)間距為5 nm,光譜掃描速度為6 000 nm/min,激發(fā)和發(fā)射狹縫帶寬為10 nm,樣品經(jīng)0.45 μm濾膜過(guò)濾后,將其DOC濃度稀釋至10 mg/L以下再進(jìn)行熒光分析[13]。

    2 結(jié)果與討論

    2.1 單因素實(shí)驗(yàn)

    2.1.1初始pH值對(duì)污泥脫水性能的影響

    在微波功率為500 W、反應(yīng)時(shí)間為180 s、H2O2投加量為90 mg/g、Fe0投加量為80 mg/g的條件下,研究初始pH值對(duì)污泥脫水性能的影響,SRF,泥餅含水率和CST的變化如圖1所示。

    圖1 初始pH值對(duì)污泥脫水性能的影響Fig.1 Effect of initial pH on sludge dewaterability

    由圖1可知,SRF和泥餅含水率隨pH的降低呈先減后增的趨勢(shì)。當(dāng)pH值從7降到3時(shí),污泥比阻從12.38×1011m/kg降至3.37×1011m/kg,泥餅含水率從80.0%降為72.2%,當(dāng)pH繼續(xù)降低時(shí),SRF和泥餅含水率開(kāi)始增加。這是因?yàn)?,?dāng)pH值較高時(shí),不利于Fe0向Fe2+轉(zhuǎn)化,導(dǎo)致污泥脫水性能不能得到很好的改善。同時(shí),HARADA et al[14]也發(fā)現(xiàn),當(dāng)pH值升高時(shí),·OH的生成量會(huì)大幅下降,降低體系的氧化能力。當(dāng)pH值繼續(xù)降低至1時(shí),體系中H+的濃度過(guò)高,F(xiàn)e3+不能順利地轉(zhuǎn)化為Fe2+,如反應(yīng)式(5)和(6)所示,導(dǎo)致污泥中Fe2+催化H2O2生成·OH的效果減弱,污泥脫水性能隨之變差。因此,本實(shí)驗(yàn)選取初始pH值為3.

    2.1.2微波功率對(duì)污泥脫水性能的影響

    在pH為3、反應(yīng)時(shí)間為180 s、H2O2投加量為90 mg/g、Fe0投加量為80 mg/g的條件下,研究微波功率對(duì)污泥脫水性能的影響,SRF、泥餅含水率和CST的變化如圖2所示。

    圖2 微波功率對(duì)污泥脫水性能的影響Fig.2 Effect of microwave power on sludge dewaterability

    由圖2可知,隨著微波功率從100 W增大到400 W,SRF、泥餅含水率和CST迅速降低至3.63×1011m/kg、74.3%和44.33 s,污泥的脫水性能顯著提高。這是由于微波功率的增大會(huì)增強(qiáng)微波電磁場(chǎng)等非熱效應(yīng)的強(qiáng)度,加劇氫鍵斷裂,降低反應(yīng)的活化能,使得反應(yīng)能夠更加容易進(jìn)行[15]。但隨著微波功率繼續(xù)增加,SRF和CST均呈現(xiàn)增大的趨勢(shì),且在微波功率增大至700 W時(shí),CST甚至超過(guò)原泥。這可能是由于微波功率過(guò)大,引起細(xì)胞過(guò)度裂解,有機(jī)物質(zhì)大量溶出,使得污泥黏度增大,脫水性能變差。ZHEN et al[16]在利用微波輔助Fe2+激活過(guò)硫酸鹽改善污泥脫水性能時(shí),也得到類(lèi)似結(jié)果。此處可以看出,當(dāng)微波功率為400 W時(shí),污泥的脫水性能最好。

    2.1.3反應(yīng)時(shí)間對(duì)污泥脫水性能的影響

    在pH為3、微波功率為400 W、H2O2投加量為90 mg/g、Fe0投加量為80 mg/g的條件下,研究反應(yīng)時(shí)間對(duì)污泥脫水性能的影響,SRF、泥餅含水率和CST的變化如圖3所示。

    圖3 反應(yīng)時(shí)間對(duì)污泥脫水性能的影響Fig.3 Effect of reaction time on sludge dewaterability

    由圖3可以看出,隨著反應(yīng)時(shí)間從30 s增加到210 s,SRF、泥餅含水率和CST均呈現(xiàn)先降低后升高的趨勢(shì),并在反應(yīng)時(shí)間為150 s時(shí)達(dá)到最低值,分別為3.78×1011m/kg、75.2%和46.97 s,這是因?yàn)槲⒉ㄝ椛鋾?huì)被污泥快速吸收,使得反應(yīng)體系的溫度不斷升高,在反應(yīng)初期,微波的熱效應(yīng)會(huì)破壞微生物的細(xì)胞壁且促進(jìn)·OH的生成,這有利于改善污泥的脫水性能。隨著反應(yīng)的進(jìn)行,微波輻射引起溫度的快速升高會(huì)導(dǎo)致H2O2的分解,從而降低H2O2的濃度,使體系的氧化能力下降,導(dǎo)致污泥的脫水性能變差。ZHANG et al[9]報(bào)道了相似的研究結(jié)論。因此,最佳的反應(yīng)時(shí)間為150 s.

    2.1.4H2O2投加量對(duì)污泥脫水性能的影響

    在pH值為3、微波功率為400 W、反應(yīng)時(shí)間為150 s、Fe0投加量為80 mg/g的條件下,研究H2O2投加量對(duì)污泥脫水性能的影響,SRF、泥餅含水率和CST的變化如圖4所示。

    圖4 H2O2投加量對(duì)污泥脫水性能的影響Fig.4 Effect of H2O2 dosage on sludge dewaterability

    由圖4可知,隨著H2O2投加量的增加,SRF、泥餅含水率和CST由0 mg/g時(shí)的13.06×1011m/kg、80.1%、91.54 s分別降低到90 mg/g時(shí)的3.83×1011m/kg、75.2%、47.98 s,污泥的脫水性能得到很大的提高。這是由于H2O2是·OH的主要來(lái)源,在微波輻射作用下,H2O2會(huì)被分解為·OH,如反應(yīng)式(4),在一定范圍內(nèi),H2O2投加量的增大會(huì)導(dǎo)致·OH的富集,提高污泥體系的氧化能力,有利于污泥脫水性能的改善。當(dāng)H2O2的投加量大于90 mg/g時(shí),對(duì)SRF、泥餅含水率和CST的影響并不明顯,產(chǎn)生這一現(xiàn)象的原因是過(guò)量投加的H2O2會(huì)與·OH反應(yīng)生成HO2·,如反應(yīng)式(7),且HO2·氧化能力遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于·OH,因此過(guò)量投加H2O2并不能增強(qiáng)體系的氧化能力。從脫水性能和節(jié)省藥劑綜合考慮,確定H2O2的最佳投加量為90 mg/g.

    2.1.5Fe0投加量對(duì)污泥脫水性能的影響

    在pH為3、微波功率為400 W、反應(yīng)時(shí)間為150 s、H2O2投加量為90 mg/g的條件下,研究Fe0投加量對(duì)污泥脫水性能的影響,SRF、泥餅含水率和CST的變化如圖5所示。

    圖5 Fe0投加量對(duì)污泥脫水性能的影響Fig.5 Effect of Fe0 dosage on sludge dewaterability

    由圖5可知,當(dāng)Fe0投加量由0 mg/g上升至60 mg/g時(shí),SRF、泥餅含水率和CST分別由12.21×1011m/kg、78.9%、96.44 s大幅降低至4.58×1011m/kg、75.2%、46.51 s,這是因?yàn)轶w系中的Fe0經(jīng)過(guò)反應(yīng)會(huì)生成Fe2+,如反應(yīng)式(1)和(2),增加Fe0的投加量會(huì)增加Fe2+的含量,從而增加·OH的生成量,如反應(yīng)式(3),可以提升對(duì)污泥絮體的氧化能力,改善污泥的脫水性能。但當(dāng)Fe0投加量由60 mg/g上升至100 mg/g時(shí),SRF、泥餅含水率和CST下降得非常緩慢,原因是過(guò)量溶出的Fe2+會(huì)與污泥基質(zhì)產(chǎn)生競(jìng)爭(zhēng),和·OH進(jìn)行反應(yīng),如反應(yīng)式(9).同時(shí)LI et al[8]研究也發(fā)現(xiàn)當(dāng)Fe0的投加量小于260.7 mg/g時(shí),SRF降低率較高,而投加量大于260.7 mg/g時(shí),SRF降低率反而下降。綜上所述,投加過(guò)量的Fe0并不能改善污泥的脫水性能,故本實(shí)驗(yàn)選取Fe0的最佳投加量為60 mg/g.

    2.2 幾種預(yù)處理方法對(duì)污泥脫水性能的比較

    在單因素最優(yōu)實(shí)驗(yàn)條件下,對(duì)幾種實(shí)驗(yàn)條件進(jìn)行了類(lèi)比,具體見(jiàn)表2.實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖6所示。

    表2 類(lèi)比實(shí)驗(yàn)條件Table 2 Conditions of analogy experiment

    由圖6可知,僅采用MW處理,SRF、泥餅含水率和CST只有小幅降低;采用Fe0/H2O2處理,其降低的幅度增大,達(dá)到65.1%、10.7%、37.7%。這是由于在Fe0與H2O2構(gòu)成的類(lèi)芬頓體系中生成的·OH破壞了污泥的絮體結(jié)構(gòu),提高了污泥的脫水性能。ZHOU et al[5]也采用了Fe0/H2O2法來(lái)調(diào)理污泥,CST降低率達(dá)到50%,但Fe0和H2O2的用量卻高達(dá)500 mg/L和250 mg/L.而在MW-Fe0/H2O2條件下,SRF、泥餅含水率和CST分別降低了90.5%、15.5%和63.3%.上述結(jié)果充分說(shuō)明了MW-Fe0/H2O2對(duì)污泥脫水性能的改善效果遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于Fe0/H2O2.這是由于Fe0在微波輻射下會(huì)形成局部高溫?zé)狳c(diǎn),增強(qiáng)了Fe0向Fe2+轉(zhuǎn)化的效率,且微波能夠促進(jìn)H2O2生成·OH,不斷氧化污泥絮體結(jié)構(gòu),從而使得游離水大量增加,污泥的脫水性能得到大幅提高。同時(shí)也高于陳小英等[17]采用MW-Fenton改善污泥脫水性能報(bào)道中65.3%的SRF降低率,泥餅含水率降低比率也由13.7%提高至15.5%,且能耗降低了16.6%.

    圖6 不同處理?xiàng)l件對(duì)污泥脫水性能的影響Fig.6 Effect of different treatment conditions on sludge dewaterability

    2.3 EPS結(jié)構(gòu)變化對(duì)污泥脫水性能的影響

    根據(jù)EPS與細(xì)胞相的結(jié)合程度,可分為溶解型胞外聚合物(SB-EPS)、松散型胞外聚合物(LB-EPS)和緊密型胞外聚合物(TB-EPS)3層,且TB-EPS位于LB-EPS內(nèi)部,覆蓋在細(xì)胞表面,為污泥絮體內(nèi)的微生物細(xì)胞提供保護(hù)性屏障結(jié)構(gòu)[18]。同時(shí),EPS的主要成分是蛋白質(zhì)和多糖,兩者約占EPS質(zhì)量的70%~80%,因此EPS的濃度和組成直接影響污泥的脫水性能[19]。

    如圖7(a)和圖7(b)所示,原泥中含有306.1 mg/L蛋白質(zhì)和198.8 mg/L多糖,其中273.1 mg/L蛋白質(zhì)和180.3 mg/L多糖在TB-EPS中,13.8 mg/L蛋白質(zhì)和11.1 mg/L多糖在LB-EPS中,其余分布在SB-EPS中,可知EPS中的蛋白質(zhì)和多糖主要分布在TB-EPS中。經(jīng)MW處理后,蛋白質(zhì)和多糖在TB-EPS中分別降低至235.9 mg/L和155.3 mg/L,而在LB-EPS和SB-EPS中均呈現(xiàn)升高的趨勢(shì)。這是由于MW輻射破壞了部分污泥的EPS結(jié)構(gòu),使得TB-EPS破解轉(zhuǎn)化為L(zhǎng)B-EPS和SB-EPS.TB-EPS的降解導(dǎo)致·OH可以直接氧化微生物細(xì)胞壁,促進(jìn)胞內(nèi)結(jié)合水的釋放,改善污泥的脫水性能。LIANG et al[20]研究發(fā)現(xiàn)SB-EPS中蛋白質(zhì)和多糖含量的增加會(huì)使得SB-EPS中的親水基團(tuán)增多,水分在SB-EPS中更加集中,有利于水分的去除。經(jīng)Fe0/H2O2和MW-Fe0/H2O2處理后,TB-EPS中的蛋白質(zhì)和多糖含量均大幅下降。值得關(guān)注的是,經(jīng)MW-Fe0/H2O2處理后LB-EPS和SB-EPS中蛋白質(zhì)和糖類(lèi)的增加幅度小于Fe0/H2O2處理,這是由于反應(yīng)過(guò)程中生成的·OH不僅參與EPS破解過(guò)程,還會(huì)將破解產(chǎn)物進(jìn)一步氧化分解成分子量更小的物質(zhì)[19]。經(jīng)MW-Fe0/H2O2處理后,TB-EPS降解的幅度最大,其中蛋白質(zhì)和多糖分別降低了84.5%和79.0%.這一結(jié)果表明TB-EPS中蛋白質(zhì)和多糖含量的降低有利于改善污泥的脫水性能。LI et al[8]研究也發(fā)現(xiàn)SRF和TB-EPS中的蛋白質(zhì)和多糖含量呈極顯著正相關(guān),與本實(shí)驗(yàn)的研究結(jié)果一致。

    圖7 不同處理?xiàng)l件下污泥EPS中蛋白質(zhì)(a)和多糖(b)含量變化Fig.7 Changes of protein content (a) and polysaccharide content (b) in sludge EPS under different treatment conditions

    2.4 三維熒光光譜分析(3D-EEM)

    3D-EEM是一種快速、靈敏的測(cè)定EPS中熒光化合物的方法。EPS中含有多種溶解性有機(jī)物,且它們大多含有芳香環(huán)類(lèi)結(jié)構(gòu),具有熒光作用,因此可以通過(guò)3D-EEM進(jìn)一步探索改善污泥脫水性能的機(jī)制。經(jīng)不同條件處理后污泥各層EPS中溶解性有機(jī)物的熒光光譜特征如圖8所示,原泥各層EPS中共檢測(cè)出5個(gè)熒光峰,其中峰A(λEx/λEm=214~224 nm/300~330 nm)為酪氨酸類(lèi)蛋白,峰B(λEx/λEm=222~224 nm/355 nm)為色氨酸類(lèi)蛋白,峰C(λEx/λEm=276~280 nm/305~310 nm)和峰D(λEx/λEm=278~282 nm/350~355 nm)均為溶解性微生物副產(chǎn)物,峰E(λEx/λEm=314~318 nm/410 nm)主要為腐殖酸類(lèi)物質(zhì)[21]。

    一般而言,熒光光譜中熒光強(qiáng)度的變化代表熒光物質(zhì)含量的變化。如表3所示,經(jīng)MW處理后,峰A、峰B、峰C和峰D在TB-EPS中的熒光強(qiáng)度均有不同程度降低,在LB-EPS和SB-EPS中的熒光強(qiáng)度有明顯的上升,表明部分EPS被氧化降解,溶解性有機(jī)物從TB-EPS轉(zhuǎn)移至LB-EPS和SB-EPS中。經(jīng)Fe0/H2O2處理后,峰A、峰B、峰C和峰D在TB-EPS中的熒光強(qiáng)度分別大幅降低至119、80、321和460,表明類(lèi)芬頓反應(yīng)中產(chǎn)生的·OH能夠有效破壞蛋白質(zhì)類(lèi)物質(zhì)和溶解性微生物副產(chǎn)物中的芳香環(huán)和共軛鍵,從而改善污泥的脫水性能。同時(shí),ZHEN et al[18]研究發(fā)現(xiàn)蛋白質(zhì)類(lèi)物質(zhì)含量較高會(huì)導(dǎo)致污泥表面電荷增多,不利于污泥脫水。與Fe0/H2O2處理相比,經(jīng)MW-Fe0/H2O2處理后,各峰在TB-EPS中的熒光強(qiáng)度更低,且峰A和峰B的熒光強(qiáng)度分別降至7和14,幾乎消失不見(jiàn)。表明MW能夠與Fe0/H2O2很好地結(jié)合,使得污泥TB-EPS中的溶解性有機(jī)物大幅度減少,這與污泥脫水性能隨SRF、泥餅含水率和CST的變化趨勢(shì)一致。峰E主要為腐殖酸類(lèi)物質(zhì),具有較強(qiáng)的疏水性能,對(duì)污泥脫水性能影響較小[13]。

    表4中皮爾遜相關(guān)系數(shù)顯示SRF與TB-EPS中的峰B(R=0.976,p<0.05)、峰C(R=0.985,p<0.05)和峰D(R=0.998,p<0.01)具有顯著相關(guān)性,表明TB-EPS中的微生物副產(chǎn)物(峰C和峰D)和色氨酸類(lèi)蛋白(峰B)阻礙了污泥脫水,這可能是由于TB-EPS內(nèi)部包裹著大量微生物細(xì)胞結(jié)合水。ZHEN et al[22]研究也發(fā)現(xiàn)TB-EPS中的溶解性微生物副產(chǎn)物會(huì)使固液分離變得困難,惡化污泥脫水性能。

    圖8 不同處理?xiàng)l件下污泥各層EPS三維熒光光譜圖Fig.8 Three-dimensional fluorescence spectra of EPS in sludge layers under different treatment conditions

    表3 不同處理?xiàng)l件下污泥各層EPS熒光強(qiáng)度Table 3 Fluorescent intensities of EPS in sludge layers under different treatments a.u.

    表4 SRF與EPS組分之間皮爾遜相關(guān)系數(shù)Table 4 Pearson correlation coefficient between SRF and EPS components

    綜上述,TB-EPS的降低有利于污泥脫水性能的提高,MW-Fe0/H2O2處理能夠更好地降解TB-EPS,其降解的主要對(duì)象為溶解性微生物副產(chǎn)物和色氨酸類(lèi)蛋白。

    3 結(jié)論

    1) MW-Fe0/H2O2能夠顯著提高污泥的脫水性能,在初始pH值為3、MW功率為400 W、反應(yīng)時(shí)間為150 s、H2O2投加量為90 mg/g、Fe0投加量為60 mg/g時(shí),SRF、泥餅含水率和CST分別降低了90.5%、15.5%和63.3%.

    2) 幾種預(yù)處理方法結(jié)果顯示,MW-Fe0/H2O2處理的污泥,其脫水性能效果最好,與Fe0/H2O2方法相比,SRF降低了72.8%,且反應(yīng)時(shí)間由60 min大幅縮短至150 s.與文獻(xiàn)報(bào)道的MW-Fenton相比,泥餅含水率降低比率由13.7%提高至15.5%,且能耗降低了16.6%.

    3) 污泥EPS成分和三維熒光光譜分析表明:TB-EPS轉(zhuǎn)化為L(zhǎng)B-EPS和SB-EPS形式有利于污泥脫水;MW-Fe0/H2O2處理能夠更好地降解TB-EPS,其降解主要對(duì)象為溶解性微生物副產(chǎn)物和色氨酸類(lèi)蛋白。

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