微波耦合Fe0/H2O2對(duì)剩余污泥脫水性能的影響

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。