微波碱解处理剩余污泥的厌氧消化性能

《污泥预处理—厌氧消化工艺性能及预处理过程中有机物变化》篇一一、引言随着城市化进程的加快，污泥处理成为环境治理的重要一环。

污泥预处理是污泥处理的重要环节之一，其中厌氧消化技术因其良好的减量化和资源化效果被广泛应用。

本文旨在探讨污泥预处理中厌氧消化工艺的性能及其过程中有机物的变化。

二、污泥预处理—厌氧消化工艺性能1. 工艺原理厌氧消化是一种生物处理方法，利用厌氧微生物将污泥中的有机物转化为沼气等能源物质。

在厌氧消化过程中，污泥首先经过预处理，然后进入厌氧消化反应器进行消化。

预处理的目的在于改善污泥的生物降解性能，提高厌氧消化的效率。

2. 工艺流程污泥预处理主要包括调理、破碎、筛分等步骤。

调理是通过添加调理剂或调节pH值等方式改善污泥的生物降解性能。

破碎和筛分则是为了使污泥中的有机物更易于被微生物降解。

经过预处理的污泥进入厌氧消化反应器，在适宜的温度、pH值和微生物环境下进行消化。

3. 工艺性能化，污泥的体积可以大大减少，同时产生的沼气可以作为能源使用。

此外，厌氧消化还能提高污泥的稳定性，降低其环境污染风险。

三、预处理过程中有机物的变化1. 有机物的分解在污泥预处理和厌氧消化过程中，有机物经过微生物的作用被分解。

这些有机物主要包括蛋白质、碳水化合物、脂肪等。

在厌氧消化过程中，这些有机物被厌氧微生物转化为沼气（主要是甲烷和二氧化碳）、水和新的细胞物质。

2. 有机物的转化在厌氧消化的过程中，部分有机物被转化为更简单的物质，如低分子量的有机酸、醇类等。

这些物质更容易被微生物利用，提高了污泥的生物降解性能。

同时，这些物质也可以作为能源物质被利用。

3. 有机物的去除通过厌氧消化，污泥中的有机物得到有效的去除。

这不仅减少了污泥的体积，还降低了其污染性。

同时，通过回收沼气等能源物质，实现了污泥的资源化利用。

四、结论本文通过对污泥预处理中厌氧消化工艺的性能及其过程中有机物的变化进行探讨，得出以下结论：高污泥的生物降解性能。

化工进展Chemical Industry and Engineering Progress2023 年第 42 卷第 12 期热-碱渣预处理强化炼厂剩余活性污泥厌氧消化性能李晋1，梁家豪2，马文峰3，郭绍辉1，王庆宏1，陈春茂1（1 中国石油大学（北京）化学工程与环境学院，石油石化污染物控制与处理国家重点实验室，北京 102249；2广东石油化工学院环境科学与工程学院，广东省石油化工污染过程与控制重点实验室，广东高校石油化工污染控制重点实验室，广东 茂名 525000；3 山东石油化工学院化学工程学院，山东 东营 257061）摘要：热-碱预处理是强化剩余活性污泥厌氧消化的有效手段。

为降低处理成本，利用炼厂碱渣替代新鲜碱剂，研究了热-碱渣预处理对炼厂剩余活性污泥（refinery waste activated sludge ，RWAS ）厌氧消化的影响。

结果表明，热-碱渣预处理显著促进了胞内有机物的释放，蛋白质、多糖和挥发性脂肪酸浓度随温度和碱渣剂量的提升而增加，在温度90℃和碱渣剂量4%的条件下，蛋白质、多糖和挥发性脂肪酸分别可达1338.7mg/L 、510.9mg/L 和651.2mg/L 。

Person 相关性结果表明碱渣剂量对腐殖酸类物质荧光强度和类黑素产量呈正相关，与厌氧消化停滞期呈显著正相关，表明高碱渣剂量会抑制RWAS 厌氧消化性能。

因此，热-碱渣预处理的最佳工艺条件为温度90℃、碱渣剂量1%。

该条件下预处理RWAS 厌氧消化的溶解性化学需氧量（SCOD ）降解率可达66%，最大产酸量为736.2mg/L ，甲烷和氢气产量分别是未处理RWAS 的5倍和3倍，分别达95.3mL/g-VS （VS 为挥发性固体）和11.5mL/g-VS 。

综上所述，热-碱渣预处理炼厂剩余活性污泥具有较好的应用前景。

关键词：剩余活性污泥；炼厂碱渣；预处理；厌氧消化；甲烷中图分类号：X703.1 文献标志码：A 文章编号：1000-6613（2023）12-6609-11Enhanced anaerobic digestion of refinery waste activated sludge usingthermal-refinery spend caustic pretreatmentLI Jin 1，LIANG Jiahao 2，MA Wenfeng 3，GUO Shaohui 1，WANG Qinghong 1，CHEN Chunmao 1(1 State Key Laboratory of Petroleum Pollution Control, China University of Petroleum (Beijing), Beijing 102249, China;2Guangdong Provincial Key Laboratory of Petrochemical Pollution Process and Control, Key Laboratory of PetrochemicalPollution Control of Guangdong Higher Education Institutes, School of Environmental Science and Engineering, GuangdongUniversity of Petrochemical Technology, Maoming 525000, Guangdong, China; 3 College of Chemical Engineering,Shandong Institute of Petrochemical Technology, Dongying 257061, Shandong, China)Abstract: Thermal-alkaline pretreatment is an effective method to improve the anaerobic digestion ofwaste activated sludge. In order to reduce the cost of treatment process, the refinery spend caustic (RSC) was used instead of fresh alkalis, and the effects of thermal-RSC pretreatment on anaerobic digestion of refinery waste activated sludge (RWAS) were investigated. The results showed that thermal-alkaline pretreatment significantly promoted the solubilization of RWAS, and the concentrations of proteins,研究开发DOI ：10.16085/j.issn.1000-6613.2023-0118收稿日期：2023-01-31；修改稿日期：2023-02-15。

组合预处理对剩余污泥厌氧消化工艺的影响摘要: 碱性和低温热预处理已用于剩余活化污泥（WAS）分别的厌氧消化。

这两种方法的不同组合，研究生物化学甲烷势（BMP）的试验来评估的预处理WAS厌氧消化。

在研究中，通过合并预处理和BMP试验得到最佳反应条件。

该组合是碱化24小时后，把0.05 g NaOH/ g TS 9小时70℃条件下去除的SS达到21％，可溶性化学需氧量（SCOD）超过对照组200倍的比率可溶性糖/总碳水化合物可以达到72.8％。

对于BMP测试，这是沼气生产比控制和沼气生产的甲烷含量的平均值的近6倍，获得64％。

因此，结合（碱性+低温热）预处理对溶解和沼气生产是有效率的。

关键词：厌氧消化;预处理;碱性;低温热预处理;BMP1.引言在污水处理厂的大量增加，污水污泥生产量（污水处理厂）成为快速，健康发展城市的一个严重和紧迫的问题[1]。

前处理的污水污泥，它必须充分地稳定化，以减少其有机物含量，气味问题和致病菌污染。

Neyens报告了污泥处理和处置已经在2004年占废水纯化的总处理成本高达50％[2]。

厌氧消化是污泥稳定无害化和资源化，实现污泥减量常见的方法。

与其它方法相比，它的优点是所需的能量较少，更好的稳定化的产物和气体可用[3]。

厌氧消化有三个基本步骤：水解，酸化和甲烷[4]。

然而，它有局限性的保留时间长和有机物整体降解效率低。

所有这些限制与第一步骤：水解相关。

因为在污水污泥中大部分有机物是在细胞中的，细胞膜微生物是一种半刚性的结构，以保护细胞渗透裂解。

因此，在许多文献中预处理方法已经提出了用于克服的限制增强的消化速度。

用预处理过程，不但水解加速增加溶解成分，而且改善的生物降解性，以及污泥脱水和减少病原体和发泡也可以实现[5]。

预处理方法已被证明对厌氧消化有积极的影响，包括物理（热，机械，超声波，微波），化学（碱性，臭氧氧化），和生物水解（酶法）或组合任何两种这些方法（碱性+热，碱性+微波，碱性+超声波）。

剩余污泥高温热碱解及絮凝改善裂解液可生化性的试验研究章保;彭星源;陈瑶;汪炎;郑晓浩;肖岳冰;董方
【期刊名称】《工业用水与废水》
【年(卷),期】2022(53)3
【摘要】为促进剩余污泥的减量化和资源化,采用高温热碱解耦合絮凝的方式来处理剩余污泥。

高温热碱解处理污泥的碳源释放量为0.50 g[COD]/g[VS],热碱解所得泥饼的含水率在70℃条件下仅需9 h即可降至(26.82±3.57)%,同时实现了23.39%的干重减量。

另外,相比于单纯的热碱解处理,污泥裂解液再经过铁、铝离子絮凝处理后,其m(BOD5)/m(COD)值增加超过了40%,脱氮效能也显著提升。

因此,金属离子的絮凝作用可以改善污泥裂解液的可生化性,并且金属离子的价态越高,其作用效果越明显。

裂解液可生化性的改善机制主要在于金属离子对难降解腐殖酸类物质的絮凝去除作用。

【总页数】6页(P67-72)
【作者】章保;彭星源;陈瑶;汪炎;郑晓浩;肖岳冰;董方
【作者单位】东华工程科技股份有限公司;工业废水及环境治理安徽省重点实验室;合肥工业大学土木与水利工程学院
【正文语种】中文
【中图分类】X703.1
【相关文献】
1.剩余污泥碱解上清液作为反硝化碳源的回用量实验研究
2.剩余污泥碱解上清液回用于生活污水脱氮研究
3.微波碱解处理剩余污泥的厌氧消化性能
4.高铁酸钾及低温热水解预处理剩余污泥对污泥水解效果的影响
5.碱—热法预处理改善污泥厌氧消化性能的试验研究
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微波破解污泥及其厌氧消化性能的研究的开题报告一、选题背景随着城市化的发展和工业生产的增加，污泥处理问题成为环保领域中的关键难点之一。

常规污泥处理方式存在着工艺复杂、生成的污泥量大、处理成本高等问题。

微波技术因其快速、高效、节能等优势，被越来越多地用于污泥的处理。

微波破解可以使固体污泥快速变为液态污泥，进而进一步达到减量、稳定化处理。

同时，微波破解液态污泥在厌氧消化过程中能够提高厌氧菌的附着度和代谢活性，从而提高厌氧消化技术的处理效率，减少处理成本。

本文旨在研究微波破解污泥的操作参数对液态污泥性质的影响，并探究微波破解液态污泥在厌氧消化过程中的性能表现，为微波技术在污泥处理中的应用提供理论和技术基础。

二、研究目的和意义研究微波破解污泥及其厌氧消化性能，可以为污泥处理提供一种新的途径。

主要目的如下：1、研究微波破解污泥的最优操作参数，探究微波破解液态污泥的物化性质与工艺参数的关系，为微波破解技术的优化提供理论依据。

2、研究微波破解液态污泥在厌氧消化过程中的厌氧消化性能，探讨微波技术在厌氧消化技术中的应用潜力和优势。

3、将本研究成果应用于实际生产中，减少处理成本，提高污泥处理效率和资源利用率。

三、研究内容和方法1、研究内容主要研究微波破解污泥的最优操作参数及其影响因素，包括微波功率、处理时间、固液浓度等。

通过设计不同的实验方案，研究微波破解液态污泥的物化性质与工艺参数的关系，得到微波破解污泥液态产物的特性和适宜的处理工艺，为微波技术在污泥处理中的应用提供依据。

2、研究方法采用实验室小型微波反应器和自制厌氧处理实验装置。

对液态污泥进行微波破解，考察微波破解液态污泥的物理化学特性和厌氧消化性能指标。

通过变量方法，确定微波处理参数对液态污泥性质指标的影响规律，同时结合数学模型仿真和实验结果进行数据验证。

四、预期结果通过本次研究，预期可以得到以下调研结果：1、研究微波功率、微波处理时间、固液浓度对微波破解液态污泥的影响关系。

第35卷第9期2014年9月环境科学ENVIＲONMENTAL SCIENCEVol．35，No．9Sep．，2014微波及其组合工艺强化污泥厌氧消化研究刘吉宝1，倪晓棠1，2，魏源送1，3*，佟娟1，王亚炜1（1.中国科学院生态环境研究中心，北京100085；2.中国矿业大学化学与环境工程学院，北京100083； 3.鄂尔多斯固体废弃物资源化工程技术研究所，鄂尔多斯017000）摘要：为提高剩余污泥的厌氧消化效能和脱水性能，考察了微波及其组合污泥预处理工艺的强化污泥厌氧消化效果，同时考察了预处理-厌氧消化过程的污泥理化特征及其脱水性能．结果表明，微波及其组合工艺可以强化污泥厌氧消化产甲烷，其中微波-过氧化氢-碱（0.2）的强化效果最为显著，不仅30d 累计产甲烷量比对照组增加了13.34%，而且产甲烷速率也得到了提升．与单独微波处理相比，过氧化氢、碱的投加显著提高了溶解性COD 的释放量，这表明微波、过氧化氢、碱之间的协同作用能有效破碎污泥，进而强化厌氧消化效果；微波-酸预处理后的污泥具有良好的脱水性能，毛细吸水时间（CST ）只有9.85s ，污泥脱水性能的改善与其表面电性、粒径分布的变化密切相关；不同预处理条件下的污泥经过厌氧消化后，污泥脱水性能较为接近．关键词：微波；污泥预处理；厌氧消化；脱水性能；理化特征中图分类号：X703.1文献标识码：A文章编号：0250-3301（2014）09-3455-06DOI ：10．13227/j．hjkx．2014．09．029收稿日期：2014-01-22；修订日期：2014-03-23基金项目：国家水体污染控制与治理科技重大专项（2012ZX07202-005）作者简介：刘吉宝（1988 ），男，博士研究生，主要研究方向为污泥减量化与资源化，E-mail ：liujibaoneu@ *通讯联系人，E-mail ：yswei@rcees．ac．cnEnhancement for Anaerobic Digestion of Sewage Sludge Pretreated byMicrowave and Its Combined ProcessesLIU Ji-bao 1，NI Xiao-tang 1，2，WEI Yuan-song 1，3，TONG Juan 1，WANG Ya-wei 1（1．Ｒesearch Center for Eco-Environmental Sciences ，Chinese Academy of Sciences ，Beijing 100085，China ；2．School of Chemical and Environmental Engineering ，China University of Mining and Technology ，Beijing 100083，China ；3.Ordos Institute of Solid Waste Technology ，Ordos 017000，China ）Abstract ：To improve anaerobic digestion and dewatering of sludge ，impacts of sludge pretreated by microwave （MW ）and itscombined processes on sludge anaerobic digestion and dewatering were investigated．The results showed that microwave and its combined processes could effectively enhance anaerobic sludge digestion．Not only the cumulative methane production in the test of the MW-H 2O 2-alkaline （0.2）was increased by 13.34%compared with the control ，but also its methane production rate was much higherthan that of the control．Compared with the single MW process ，the addition of both H 2O 2and alkaline enhanced the solubilization ofparticle COD （＞0.45micron ），indicating that synergistically generated soluble organics were faster to biodegrade which resulted in the enhancement of anaerobic digestion．The MW-acid process was effective in improving sludge dewaterability ，e．g．，Capillary SuctionTime （CST ）at only 9.85s．The improvement of sludge dewatering was significantly correlated with sludge physical properties such as zeta potential ，surface charge density and particle size．Under different sludge pretreatment conditions ，the sludge dewatering after anaerobic digestion was similar ，though the difference of sludge dewatering to some degrees was observed for pretreated sludge．Key words ：microwave ；sludge pretreatment ；anaerobic digestion ；dewaterability ；characteristics微波（microwave ，MW ）作为热处理方式之一，具有加热速度快、加热均匀、过程易于控制等优点，正逐渐被应用于污泥预处理．近来的研究表明，微波预处理能有效破碎污泥，释放污泥EPS 和微生物胞内蛋白质、多糖等溶解性有机物．而污泥厌氧消化过程受限于复杂大分子有机物的水解，微波预处理使污泥溶解性有机物释放，理论上可以强化污泥厌氧消化性能．Eskicioglu 等［1］利用CEM 微波消解仪（MAＲS-5、0 1250W 、2450MHz 、0 260ħ、0 33bars ）处理污泥，结果表明，在50 175ħ范围内，单独微波预处理可以在不同程度上提高污泥厌氧消化的沼气产量，在175ħ时能增加31%的沼气产量．此外，酸、碱、H 2O 2的添加，能与微波在污泥预处理中发挥协同作用，强化微波对污泥的溶胞效果［2］．与单独微波预处理可以提高污泥厌氧消化性能相比，微波与酸、碱、H 2O 2组合工艺虽能显著强化污泥溶胞效果，但对污泥厌氧消化性能的强化作用却不尽相同．Jang 等［3］用CEM 微波消解仪（MAＲS 、0 1600W 、2450MHz 、0330ħ，0 10MPa ）将污泥加热到135ħ，并与NaOH组合（20meq ·L －1）预处理污泥，在不同厌氧消化环境科学35卷SＲT下，每天产气量均有明显提高．Eskicioglu等［4］在利用微波（MAＲS-5、0 1250W、2450MHz、0260ħ、0 33bars）将污泥加热到100ħ，与H2O2组合强化污泥厌氧消化研究中，却发现在H2O2/TS（质量比，H2O2浓度100%V/V）=1的H2O2投加量下，预处理后单位污泥投加量的累计产甲烷量相比于对照组降低了25%，MW-H2O2预处理虽然促进了污泥非溶解性有机物的释放，污泥厌氧消化过程反而受到抑制．针对上述H2O2投加量过多导致处理后污泥厌氧消化受抑制，Eskicioglu建议未来研究中需进一步降低H2O2的投加量至0.5g·g－1（H2O2/TS，下同）及其以下．Shahriari等［5］在研究MW-H2O2预处理强化城市有机固体废物厌氧消化时，利用CEM微波消解仪（MAＲS-5、0 1200W、2450MHz、0 250ħ、0 3.45MPa）将污泥加热到85ħ，添加H2O20.66g·g－1，也发现了厌氧消化过程受到抑制的现象．导致上述现象的发生可能是因为H2O2过量投加（＞0.5g·g－1），残留的H2O2抑制了厌氧消化，或者H2O2在微波加热作用下，生成·OH，发生高级氧化（advanced oxidation process，AOP）作用，生成了对厌氧消化微生物菌群有毒性抑制作用的副产物．此外，目前国内外学者在微波预处理污泥研究中，大多采用密闭微波消解仪，进行高温高压污泥预处理．但由于密闭加压系统较为复杂，高压、高温的操作条件也存在一定的安全隐患，实际工程应用困难．有研究者已考察了大量常温常压下微波及其组合工艺进行污泥预处理时碳、氮、磷的释放特征［6 9］，并据此对不同组合工艺进行了优化．所以，在此基础上，本研究基于常温常压下的微波预处理，考察和比较了低剂量H2O2（≤0.2g·g－1）投加策略［9，10］下的MW-H2O2-碱、MW和MW-酸这3种微波及其组合工艺对污泥厌氧消化的强化效果，并对预处理后污泥脱水性能等进行了比较和分析，以期在探求强化污泥厌氧消化的同时改善污泥脱水性能．1材料与方法1.1试验装置试验采用的微波设备为自主研制的微波反应器（JWFY-1T，定制于巨龙微波能设备公司），频率为2450MHz，磁控管最大输出功率和温度分别为1 kW，100ħ．反应容器为容积2L的塑料容器，容器上部敞开，配备了搅拌桨均质和热电偶温度传感器实时监测温度．1.2试验方法试验所用污泥为北京小红门污水处理厂厌氧消化进泥，污泥取回后过筛（18目）除去大颗粒杂质，依据文献［6，7，9］优化后的微波及其组合工艺操作条件，按表1进行污泥预处理，其中MW-H2O2-OH 预处理工艺选取0.06g·g－1和0.2g·g－1两个H2O2投加剂量．预处理后污泥的pH调节近中性（6.8 7.5），厌氧消化产甲烷潜势（BMP）采用产甲烷活性（specific methanogenic activity，SMA）测试系统（AMPTSⅠ，bioprocess control，瑞典）．650mL的反应器装入厌氧污泥和基质，有效体积为400mL．污泥厌氧消化产甲烷潜势（BMP）测试的污泥接种比（inoculum to substrate，I/S）通常为2左右［11］，因此，本研究以未处理污泥（接种泥）ʒ处理污泥（基质）= 7ʒ3的体积比混合后作为试验组（保证污泥接种比接近2），以未经处理的厌氧消化进泥为对照组，在38ħ恒温水浴锅中厌氧消化30d，对照组和试验组分别为3个平行．1.3分析方法TS、VS、碱度按标准方法［12，13］测定；TCOD（污泥混合液总COD）、SCOD（上清液溶解性COD）采用DＲ2800HACH分光光度计（HACH，USA）测定；糖类、蛋白质、腐殖酸分别采用Dubois法［14］和修正Lowry法［15］测定；污泥经6000r·min－1离心10 min后上清液过0.45μm醋酸纤维滤膜，滤液用来测定SCOD，溶解态糖类、蛋白质；毛细吸附时间（capillary suction time，CST）采用Triton type304M表1微波及其组合工艺污泥预处理操作条件［2］Table1Operation conditions of sludge pretreated by microwave and its combined processes 工艺操作参数微波常压，600W微波功率，辐射样品，升温至100ħ，结束微波-酸加入5mol·L－1盐酸，调节样品pH至约2.5，其余同“微波”方法微波-H2O2-OH（0.06）加入5mol·L－1NaOH溶液，调节样品pH至10，600W微波功率，辐射样品，升温至80ħ，按H2O2/TS =0.06（质量比）的比例加入30%的过氧化氢溶液，继续辐射升温至100ħ结束微波-H2O2-OH（0.2）按H2O2/TS=0.2（质量比）的比例加入30%的过氧化氢溶液，其余同“微波-H2O2-碱（0.06）”65439期刘吉宝等：微波及其组合工艺强化污泥厌氧消化研究CST（triton electronics，UK）测定仪测定；污泥粒径用Malvern Mastersizer2000（UK）测定；表面电荷密度采用胶体滴定法［16］测定；Zeta电位用MalvernZetasizer2000（UK）测定．2结果与讨论2.1有机物释放污泥经微波及其组合工艺处理前后TCOD、SCOD、蛋白质、多糖、腐殖酸的变化情况见表2．由于微波促使污泥中EPS和微生物细胞破解，蛋白质、多糖等有机物得到释放，污泥溶解性COD增加．与原污泥相比，经MW、MW-H、MW-H2O2-OH（0.06）、MW-H2O2-OH（0.2）处理后，SCOD分别增加了454.12%、328.24%、869.41%、1142.35%，其中MW-H2O2-OH工艺污泥溶胞效果最好，且随着H2O2投加量的增加，有机物释放量越高．不同预处理过程，蛋白质、多糖、腐殖酸等有机物的释放情况与SCOD的结果相一致．此外，从污泥预处理前后上清液SCOD与泥水混合液TCOD的比值变化情况可以看出，MW-H2O2-OH处理后污泥上清液SCOD相对于TCOD的释放率最高，两种H2O2投加量剂量下，SCOD/TCOD分别达到0.148、0.139，相对于原污泥提高了14倍以上，说明TCOD中一部分有机物溶解释放了．以上结果表明，对于污泥有机物的溶解释放，微波、H2O2、碱的组合处理效果要优于单独微波预处理，可能是三者之间存在协同作用，在已有的相关研究［17，18］中，普遍认为H2O2在微波作用下，会分解产生·OH，从而发生高级氧化（AOP）过程．Eskicioglu等［4］明确指出，H2O2通过催化作用，会分解产生强氧化性的·OH，而可以起到催化作用的方式包括O3/H2O2、UV/H2O2、H2O2/超声以及H2O2/加热，其研究结果表明，微波和H2O2组合能够显著提高溶解性有机物的释放量，这说明微波和H2O2组合能够发挥协同作用，因此该过程也被称为MW/H2O2-AOP．在本研究中，利用优化后的H2O2投加策略［9］，不但实现了较高的污泥有机物释放率，同时相比于其他研究，大幅降低了H2O2的投加量．表2污泥微波预处理前后的主要理化特征1）Table2Physicochemical characteristics of sludge pretreated by MW and its combined processes参数对照（原污泥）MW MW-H MW-H2O2-OH（0.06）MW-H2O2-OH（0.2）TS/g·L－125.1425.4025.9723.6625.38VS/g·L－117.1716.6118.2514.8616.01VS/TS0.680.650.700.630.63碱度（以CaCO3计）/mg·L－16867.99（3．68）1823.05（5．52）910.875（184．02）2836.73（36．80）2791.18（101．21）TCOD/mg·L－14580034350395502790037900SCOD/mg·L－14252355182041205280SCOD/TCOD0.0090.0690.0460.1480.139溶解性蛋白质/mg·L－1134.38（4．03）560.98（9．32）191.40（8．69）1725.89（83．86）2081.53（4．66）溶解性多糖/mg·L－116.23（2．37）171.68（8．52）151.98（10．6）521.63（24．28）548.56（22．03）溶解性腐殖酸/mg·L－1385.35（8．66）774.67（14．42）483.94（108．1）1947.75（57．71）1662.15（86．56）1）括号内为标准偏差2.2强化厌氧消化效果为便于比较，本研究将累计产甲烷量归一化为单位VS的累计产甲烷量．从图1可知，与对照组相比，经微波及其组合工艺处理后，污泥厌氧消化后的30d累计产甲烷量和产甲烷速率均有所提高．按照30d累计产甲烷量衡算，MW-H2O2-OH （0.2）的强化污泥厌氧消化效果最为显著，30d累计产甲烷量比对照组增加了13.34%．虽然MW-H 处理后上清液溶解性COD释放效果不佳，但30d 累计产甲烷量却高于MW处理，略低于MW-H2O2-OH（0.06）．这说明MW-H条件下，除上清液含有的溶解性有机物外，固相中存在着易于生物降解的有机物．依据污泥厌氧消化三阶段理论，水解阶段为污泥厌氧消化的限速步骤．经微波及其组合工艺处理后的污泥，溶解性有机物的释放，提高了污泥中有机物的水解速率．与Eskicioglu等［4］、Shahriari等［5］的研究结果相比，本研究的低剂量（H2O2/TS=0.2g·g－1）H2O2投加，未对污泥厌氧消化过程产生抑制作用．这是因为在本研究的H2O2投加策略下，H2O2的有效利用效率高，减少了残余H2O2量．Xiao等［9］分析指出，H2O2的利用效率与污泥中过氧化氢酶活性以及H2O2分解产生·OH效率密切相关．将污泥pH调节到10，并加热到80ħ，可以有效抑制污泥中的过氧化氢酶活7543环境科学35卷性，避免H 2O 2被分解为H 2O 和O 2，同时，在碱性条件和加热环境中，加速了H 2O 2转化产生·OH 和O －2·速率，进而提高了H 2O 2的有效利用率．此外，NaOH 通过与微生物细胞膜发生皂化反应，改变了细胞膜的通透性和流动性，促进了微生物细胞的破解［19］．因此，本研究结果清楚地表明，通过在MW-H 2O 2污泥预处理过程中改善H 2O 2投加策略和降低H 2O 2投加量，不但能提高溶解性有机物的释放效率，而且极大地降低了H 2O 2残留量，消除了大量残留的H 2O 2对厌氧消化过程微生物的抑制作用，进而很好地强化了污泥的厌氧消化产甲烷效能．图1污泥厌氧消化累计甲烷产量和日产甲烷速率Fig．1Cumulative biogas methane production and flow rate during anaerobic sludge digestion如表3所示，经过厌氧消化后，污泥中VS 、COD 得到削减，对照组、MW 、MW-H 、MW-H 2O 2-OH （0.06）、MW-H 2O 2-OH （0.2）试验组的污泥VS 削减率分别为35.67%、35.46%、39.03%、36.68%、37.26%．尽管单因素方差分析结果表明，不同预处理条件［MW 、MW-H 、MW-H 2O 2-OH （0.06）、MW-H 2O 2-OH （0.2）］下污泥厌氧消化VS 的削减率与对照组之间，不具有显著性差异（P 为1.00、0.36、0.99、0.86），但通过数据对比，厌氧消化后污泥VS 的削减率是略高于对照组，这同30d 累计产甲烷量的提高幅度相对应．因此，为了更好地强化污泥厌氧消化效果，需要进一步深入研究基于微波预处理的强化污泥厌氧消化工艺．表3污泥厌氧消化前后有机物变化情况Table 3Changes in organic fraction of sludge before and after anaerobic digestion 参数Blank MW MW-H MW-H 2O 2-OH （0.06）MW-H 2O 2-OH（0.2）ΔTS 1）/g·L －1－6.15－6.35－6.98－5.99－6.46ΔVS /g ·L －1－6.12－6.02－6.82－6.04－6.26ΔVS /TS －0.10－0.09－0.11－0.11－0.11ΔTCOD /mg ·L －1－17550.00－13315.00－17925.00－14130.00－15230.00ΔSCOD /mg·L －1862.00256.00－78.50－207.50－609.50Δ溶解性蛋白质/mg ·L －1241.64117.84242.97－207.63－349.46Δ溶解性多糖/mg·L －111.19－33.14－27.52－130.22－135.16Δ溶解性腐殖酸/mg·L －1561.15479.74545.95231.77319.671）ΔTS =TS BMP 后－TS BMP 初始，其他指标同理2.3污泥理化特征及脱水性能污泥脱水是污泥处理处置的关键环节，直接影响到污泥后续运输及处置的难易程度，因此，本研究考察了微波及其组合工艺处理污泥厌氧消化前后的脱水性能．经过处理后，污泥粒径分布、表面电性等理化特性发生改变，进而影响到污泥的脱水性能．如图2所示，经MW-H 处理后，d 0.5为134.74μm ，相对于原污泥（d 0.5=96.64μm ）增大了39.2%．而MW 、MW-H 2O 2-OH （0.06）、MW-H 2O 2-OH （0.2）处理后的污泥d 0.5分别为107.55、97.33、83.61μm．单因素方差分析检验结果表明，经过MW 、MW-H 、MW-H 2O 2-OH （0.06）、MW-H 2O 2-OH （0.2）预处理后的污泥粒径与原污泥的粒径具有显著性差异（P为0.021、0.000、0.866、0.008），其中MW-H 处理85439期刘吉宝等：微波及其组合工艺强化污泥厌氧消化研究后的污泥粒径显著增大，MW-H 2O 2-OH （0.2）处理后的污泥粒径显著减小．MW-H 处理后，污泥粒径的增大可能与污泥释放的蛋白质、多糖等高分子有机物的絮凝团聚有关．污泥胞外聚合物（extracelluler polymer substances ，EPS ）中含有的蛋白质、多糖等高分子有机物，具有一定的絮凝能力［20］．污泥经微波及其组合工艺处理后，虽然都释放了蛋白质、多糖等高分子有机物，但从预处理后污泥胶体颗粒表面电性（图3）的变化情况来看，除MW-H 外，其它预处理后污泥胶体颗粒表面负电性增强，而MW-H 处理后，污泥胶体颗粒表面负电性反而削弱，这降低了胶体颗粒间的静电斥力，促进了释放的蛋白质、多糖等高分子有机物的絮凝团聚．MW-H 条件下，污泥表面电负性的降低，可能与释放的蛋白质、多糖等有机物的等电点密切相关［21］．此外，预处理后原污泥EPS 中起桥接作用的Ca 2+、Mg 2+离子也得到释放，在MW-H 处理后，溶液中Ca 2+、Mg 2+离子释放浓度要远远高于其它处理条件［22］．而这些阳离子可通过架桥和电中和作用与释放的有机物（带负电荷）进行结合、凝聚，降低了胶体表面负电性．但为何MW-H 处理的Ca 2+、Mg 2+离子浓度仍远高于其它处理，以及这是否是Ca 2+、Mg 2+的选择性释放，仍有待深入研究．图2微波及其组合工艺预处理前后的污泥粒径分布Fig．2Sludge particle size distribution of sludge pretreatedby MW and its combined processes不同预处理方式下，污泥理化特征发生了不同变化，污泥脱水性能也由此不同．如图4所示，经过MW 、MW-H 、MW-H 2O 2-OH 处理后，MW-H 处理明显改善了污泥脱水性能，MW 、MW-H 2O 2-OH 都严重恶化了污泥脱水性能．在MW-H 条件下，污泥CST 只有9.85s ，远低于原污泥（51.20s ）以及单独图3微波及其组合工艺预处理后的污泥表面电性变化Fig．3Changes in zeta potential and surface charge densityof sludge pretreated by MW and its combined processes微波（104.10s ）处理．随着MW-H 2O 2-OH （0.06）处图4微波预处理污泥厌氧消化前后脱水性能变化Fig．4Changes in dewaterability of pretreated sludge before and after anaerobic digestion理，溶解性有机物释放量增加，负电性增强，污泥脱水性能相比MW 单独处理进一步恶化．但是与MW-H 2O 2-OH （0.06）相比，将H 2O 2投加量增加到0.2g ·g －1，CST 反而下降，脱水性能相对变好．该现象与Abelleira 等［23］的研究结果相一致，在加热-H 2O 2组合处理污泥时，污泥脱水性能随着加热温度（＞130ħ）和H 2O 2的投加量的提高而得到明显改善．这可能是由于H 2O 2投加量的增加，强化了有机胶体粒子（organic colloidal fraction ，1 100μm ［24］）水解为小分子有机物，特定分子量下有机胶体粒子数量的减少导致污泥脱水性能的改善［25］．预处理后的污泥经过厌氧消化，污泥脱水性能趋于一致，未处理、MW 处理、MW-H 处理、MW-H 2O 2-OH （0.06）处理、MW-H 2O 2-OH （0.2）处理的污泥经厌氧消化后的CST 分别为43.60、50.83、28.57、48.60、45.90s ，其中MW-H 处理后的污泥脱水性9543环境科学35卷能仍优于其他条件．经过MW、MW-H2O2-OH处理后释放的不利于污泥脱水的特定有机物，如络氨酸、色氨酸类蛋白质［26］，经过厌氧消化的生物降解，污泥脱水性能又重新得到了恢复．3结论（1）微波-H2O2-OH组合工艺预处理污泥，低剂量投加H2O2（≤0.2g·g－1）可以很好地强化污泥厌氧消化产甲烷效能，并且优于其他预处理工艺．（2）MW-H处理后的污泥脱水性能得到了明显改善，而其他预处理工艺都恶化了污泥的脱水性能，污泥脱水性能的改变与处理后污泥的表面电性、粒径分布的变化密切相关．参考文献：［1］Eskicioglu C，Kennedy K J，DrosteＲL．Enhanced disinfection and methane production from sewage sludge by microwaveirradiation［J］．Desalination，2009，248（1-3）：279-285．［2］肖庆聪，魏源送，王亚炜，等．微波及其组合工艺的污泥溶胞效果比较研究［J］．中国给水排水，2012，28（11）：61-64．［3］Jang J H，Ahn J H．Effect of microwave pretreatment in presence of NaOH on mesophilic anaerobic digestion of thickened wasteactivated sludge［J］．Bioresource Technology，2013，131：437-442．［4］Eskicioglu C，Prorot A，Marin J，et al．Synergetic pretreatment of sewage sludge by microwave irradiation in presence of H2O2forenhanced anaerobic digestion［J］．WaterＲesearch，2008，42（18）：4674-4682．［5］Shahriari H，Warith M，Hamoda M，et al．Anaerobic digestion of organic fraction of municipal solid waste combining twopretreatment modalities，high temperature microwave andhydrogen peroxide［J］．Waste Management，2012，32（1）：41-52．［6］程振敏．微波辐射技术应用于城市污水处理厂污泥磷回收的研究［D］．北京：中国科学院生态环境研究中心，2008.［7］阎鸿．微波及其组合工艺在污泥预处理中的比较研究［D］．北京：中国科学院生态环境研究中心，2010．［8］王亚炜．微波-过氧化氢协同处理剩余污泥的效能与机理研究［D］．北京：中国科学院生态环境研究中心，2009.［9］Xiao Q C，Yan H，Wei Y S，et al．Optimization of H2O2dosage 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如何提高剩余污泥的厌氧消化效能和脱水性能微波(microwave,MW)作为热处理方式之一，具有加热速度快、加热均匀、过程易于控制等优点，正逐渐被应用于污泥预处理. 近来的研究表明，微波预处理能有效破碎污泥，释放污泥EPS和微生物胞内蛋白质、多糖等溶解性有机物. 而污泥厌氧消化过程受限于复杂大分子有机物的水解，微波预处理使污泥溶解性有机物释放，理论上可以强化污泥厌氧消化性能. Eskicioglu等[1]利用CEM微波消解仪(MARS-5、 0~1250 W、 2450 MHz、 0~260℃、 0~33 bars)处理污泥，结果表明，在50~175℃范围内，单独微波预处理可以在不同程度上提高污泥厌氧消化的沼气产量，在175℃时能增加31%的沼气产量. 此外，酸、碱、 H2O2的添加，能与微波在污泥预处理中发挥协同作用，强化微波对污泥的溶胞效果[2]. 与单独微波预处理可以提高污泥厌氧消化性能相比，微波与酸、碱、 H2O2组合工艺虽能显著强化污泥溶胞效果，但对污泥厌氧消化性能的强化作用却不尽相同. Jang等[3]用CEM微波消解仪(MARS、 0~1600 W、 2450 MHz、 0~330℃，0~10 MPa)将污泥加热到135℃，并与NaOH组合(20 meq ·L-1)预处理污泥，在不同厌氧消化SRT下，每天产气量均有明显提高. Eskicioglu等[4]在利用微波(MARS-5、 0~1250 W、 2450 MHz、 0~260℃、 0~33 bars)将污泥加热到100℃，与H2O2组合强化污泥厌氧消化研究中，却发现在H2O2/TS(质量比，H2O2浓度100% V/V)=1的H2O2投加量下，预处理后单位污泥投加量的累计产甲烷量相比于对照组降低了25%，MW-H2O2预处理虽然促进了污泥非溶解性有机物的释放，污泥厌氧消化过程反而受到抑制. 针对上述H2O2投加量过多导致处理后污泥厌氧消化受抑制，Eskicioglu 建议未来研究中需进一步降低H2O2的投加量至0.5 g ·g-1 (H2O2/TS，下同)及其以下. Shahriari等[5]在研究MW-H2O2预处理强化城市有机固体废物厌氧消化时，利用CEM微波消解仪(MARS-5、 0~1200 W、 2450 MHz、 0~250℃、 0~3.45 MPa)将污泥加热到85℃，添加H2O2 0.66 g ·g-1，也发现了厌氧消化过程受到抑制的现象. 导致上述现象的发生可能是因为H2O2过量投加(>0.5 g ·g-1)，残留的H2O2抑制了厌氧消化，或者H2O2在微波加热作用下，生成·OH，发生高级氧化(advanced oxidation process,AOP)作用，生成了对厌氧消化微生物菌群有毒性抑制作用的副产物.此外，目前国内外学者在微波预处理污泥研究中，大多采用密闭微波消解仪，进行高温高压污泥预处理. 但由于密闭加压系统较为复杂，高压、高温的操作条件也存在一定的安全隐患，实际工程应用困难. 有研究者已考察了大量常温常压下微波及其组合工艺进行污泥预处理时碳、氮、磷的释放特征[6, 7, 8, 9]，并据此对不同组合工艺进行了优化. 所以，在此基础上，本研究基于常温常压下的微波预处理，考察和比较了低剂量H2O2(≤0.2 g ·g-1)投加策略[9, 10]下的MW-H2O2-碱、 MW和MW-酸这3种微波及其组合工艺对污泥厌氧消化的强化效果，并对预处理后污泥脱水性能等进行了比较和分析，以期在探求强化污泥厌氧消化的同时改善污泥脱水性能. 1 材料与方法 1.1 试验装置试验采用的微波设备为自主研制的微波反应器(JWFY-1T，定制于巨龙微波能设备公司)，频率为2450 MHz，磁控管最大输出功率和温度分别为1 kW，100℃. 反应容器为容积2 L的塑料容器，容器上部敞开，配备了搅拌桨均质和热电偶温度传感器实时监测温度. 1.2 试验方法试验所用污泥为北京小红门污水处理厂厌氧消化进泥，污泥取回后过筛(18目)除去大颗粒杂质，依据文献[6, 7, 9]优化后的微波及其组合工艺操作条件，按表 1进行污泥预处理，其中MW-H2O2-OH预处理工艺选取0.06 g ·g-1和0.2 g ·g-1两个H2O2投加剂量. 预处理后污泥的pH调节近中性(6.8~7.5)，厌氧消化产甲烷潜势(BMP)采用产甲烷活性(specific methanogenic activity,SMA)测试系统(AMPTSⅠ,bioprocess control,瑞典). 650 mL 的反应器装入厌氧污泥和基质，有效体积为400 mL. 污泥厌氧消化产甲烷潜势(BMP)测试的污泥接种比(inoculum to substrate,I/S)通常为2左右[11]，因此，本研究以未处理污泥(接种泥) ∶处理污泥(基质)=7 ∶3的体积比混合后作为试验组(保证污泥接种比接近2)，以未经处理的厌氧消化进泥为对照组，在38℃恒温水浴锅中厌氧消化30 d，对照组和试验组分别为3个平行.表 1 微波及其组合工艺污泥预处理操作条件 [2]1.3 分析方法TS、 VS、碱度按标准方法[12,13]测定; TCOD(污泥混合液总COD)、 SCOD(上清液溶解性COD)采用DR2800 HACH 分光光度计(HACH,USA)测定; 糖类、蛋白质、腐殖酸分别采用Dubois法[14]和修正Lowry 法[15]测定; 污泥经6000 r ·min-1离心10 min后上清液过0.45 μm醋酸纤维滤膜，滤液用来测定SCOD，溶解态糖类、蛋白质; 毛细吸附时间(capillary suction time,CST)采用Triton type 304M CST(triton electronics,UK)测定仪测定; 污泥粒径用Malvern Mastersizer 2000(UK)测定; 表面电荷密度采用胶体滴定法[16]测定; Zeta电位用Malvern Zetasizer 2000(UK)测定. 2 结果与讨论 2.1 有机物释放污泥经微波及其组合工艺处理前后TCOD、 SCOD、蛋白质、多糖、腐殖酸的变化情况见表 2. 由于微波促使污泥中EPS和微生物细胞破解，蛋白质、多糖等有机物得到释放，污泥溶解性COD增加. 与原污泥相比，经MW、 MW-H、 MW-H2O2-OH (0.06)、 MW-H2O2-OH (0.2)处理后，SCOD分别增加了454.12%、 328.24%、 869.41%、 1142.35%，其中MW-H2O2-OH工艺污泥溶胞效果最好，且随着H2O2投加量的增加，有机物释放量越高. 不同预处理过程，蛋白质、多糖、腐殖酸等有机物的释放情况与SCOD的结果相一致. 此外，从污泥预处理前后上清液SCOD与泥水混合液TCOD的比值变化情况可以看出，MW-H2O2-OH处理后污泥上清液SCOD相对于TCOD的释放率最高，两种H2O2投加量剂量下，SCOD/TCOD分别达到0.148、0.139，相对于原污泥提高了14倍以上，说明TCOD中一部分有机物溶解释放了. 以上结果表明，对于污泥有机物的溶解释放，微波、 H2O2、碱的组合处理效果要优于单独微波预处理，可能是三者之间存在协同作用，在已有的相关研究[17, 18]中，普遍认为H2O2在微波作用下，会分解产生·OH，从而发生高级氧化(AOP)过程. Eskicioglu等[4]明确指出，H2O2通过催化作用，会分解产生强氧化性的·OH，而可以起到催化作用的方式包括O3/H2O2、UV/H2O2、 H2O2/超声以及H2O2/加热，其研究结果表明，微波和H2O2组合能够显著提高溶解性有机物的释放量，这说明微波和H2O2组合能够发挥协同作用，因此该过程也被称为MW/H2O2-AOP. 在本研究中，利用优化后的H2O2投加策略[9]，不但实现了较高的污泥有机物释放率，同时相比于其他研究，大幅降低了H2O2的投加量.表 2 污泥微波预处理前后的主要理化特征 1)2.2 强化厌氧消化效果为便于比较，本研究将累计产甲烷量归一化为单位VS的累计产甲烷量. 从图 1可知，与对照组相比，经微波及其组合工艺处理后，污泥厌氧消化后的30d累计产甲烷量和产甲烷速率均有所提高. 按照30 d累计产甲烷量衡算，MW-H2O2-OH(0.2)的强化污泥厌氧消化效果最为显著，30 d累计产甲烷量比对照组增加了13.34%. 虽然MW-H处理后上清液溶解性COD 释放效果不佳，但30 d累计产甲烷量却高于MW处理，略低于MW-H2O2-OH(0.06). 这说明MW-H条件下，除上清液含有的溶解性有机物外，固相中存在着易于生物降解的有机物. 依据污泥厌氧消化三阶段理论，水解阶段为污泥厌氧消化的限速步骤. 经微波及其组合工艺处理后的污泥，溶解性有机物的释放，提高了污泥中有机物的水解速率. 与Eskicioglu等[4]、Shahriari等[5]的研究结果相比，本研究的低剂量(H2O2/TS=0.2 g ·g-1)H2O2投加，未对污泥厌氧消化过程产生抑制作用. 这是因为在本研究的H2O2投加策略下，H2O2的有效利用效率高，减少了残余H2O2量. Xiao等[9]分析指出，H2O2的利用效率与污泥中过氧化氢酶活性以及H2O2分解产生·OH效率密切相关. 将污泥pH调节到10，并加热到80℃，可以有效抑制污泥中的过氧化氢酶活性，避免H2O2被分解为H2O和O2，同时，在碱性条件和加热环境中，加速了H2O2转化产生·OH和O-2 ·速率，进而提高了H2O2的有效利用率. 此外，NaOH通过与微生物细胞膜发生皂化反应，改变了细胞膜的通透性和流动性，促进了微生物细胞的破解[19]. 因此，本研究结果清楚地表明，通过在MW-H2O2污泥预处理过程中改善H2O2投加策略和降低H2O2投加量，不但能提高溶解性有机物的释放效率，而且极大地降低了H2O2残留量，消除了大量残留的H2O2对厌氧消化过程微生物的抑制作用，进而很好地强化了污泥的厌氧消化产甲烷效能.图 1 污泥厌氧消化累计甲烷产量和日产甲烷速率如表 3所示，经过厌氧消化后，污泥中VS、 COD得到削减，对照组、 MW、 MW-H、MW-H2O2-OH(0.06)、 MW-H2O2-OH(0.2)试验组的污泥VS削减率分别为35.67%、 35.46%、39.03%、 36.68%、 37.26%. 尽管单因素方差分析结果表明，不同预处理条件[MW、 MW-H、MW-H2O2-OH(0.06)、 MW-H2O2-OH(0.2)]下污泥厌氧消化VS的削减率与对照组之间，不具有显著性差异(P为1.00、 0.36、 0.99、 0.86)，但通过数据对比，厌氧消化后污泥VS的削减率是略高于对照组，这同30 d累计产甲烷量的提高幅度相对应. 因此，为了更好地强化污泥厌氧消化效果，需要进一步深入研究基于微波预处理的强化污泥厌氧消化工艺.表 3 污泥厌氧消化前后有机物变化情况2.3 污泥理化特征及脱水性能污泥脱水是污泥处理处置的关键环节，直接影响到污泥后续运输及处置的难易程度，因此，本研究考察了微波及其组合工艺处理污泥厌氧消化前后的脱水性能. 经过处理后，污泥粒径分布、表面电性等理化特性发生改变，进而影响到污泥的脱水性能. 如图 2所示，经MW-H处理后，d0.5为134.74 μm，相对于原污泥(d0.5=96.64 μm)增大了39.2%. 而MW、MW-H2O2-OH(0.06)、 MW-H2O2-OH(0.2)处理后的污泥d0.5分别为107.55、 97.33、 83.61 μm. 单因素方差分析检验结果表明，经过MW、 MW-H、 MW-H2O2-OH(0.06)、 MW-H2O2-OH(0.2)预处理后的污泥粒径与原污泥的粒径具有显著性差异(P为0.021、 0.000、 0.866、 0.008)，其中MW-H处理后的污泥粒径显著增大，MW-H2O2-OH(0.2)处理后的污泥粒径显著减小. MW-H 处理后，污泥粒径的增大可能与污泥释放的蛋白质、多糖等高分子有机物的絮凝团聚有关. 污泥胞外聚合物(extracelluler polymer substances,EPS)中含有的蛋白质、多糖等高分子有机物，具有一定的絮凝能力[20]. 污泥经微波及其组合工艺处理后，虽然都释放了蛋白质、多糖等高分子有机物，但从预处理后污泥胶体颗粒表面电性(图 3)的变化情况来看，除MW-H外，其它预处理后污泥胶体颗粒表面负电性增强，而MW-H处理后，污泥胶体颗粒表面负电性反而削弱，这降低了胶体颗粒间的静电斥力，促进了释放的蛋白质、多糖等高分子有机物的絮凝团聚. MW-H条件下，污泥表面电负性的降低，可能与释放的蛋白质、多糖等有机物的等电点密切相关[21]. 此外，预处理后原污泥EPS中起桥接作用的Ca2+、 Mg2+离子也得到释放，在MW-H处理后，溶液中Ca2+、 Mg2+离子释放浓度要远远高于其它处理条件[22]. 而这些阳离子可通过架桥和电中和作用与释放的有机物(带负电荷)进行结合、凝聚，降低了胶体表面负电性. 但为何MW-H处理的Ca2+、 Mg2+离子浓度仍远高于其它处理，以及这是否是Ca2+、 Mg2+的选择性释放，仍有待深入研究.图 2 微波及其组合工艺预处理前后的污泥粒径分布图 3 微波及其组合工艺预处理后的污泥表面电性变化不同预处理方式下，污泥理化特征发生了不同变化，污泥脱水性能也由此不同. 如图 4所示，经过MW、 MW-H、 MW-H2O2-OH处理后，MW-H处理明显改善了污泥脱水性能，MW、MW-H2O2-OH都严重恶化了污泥脱水性能. 在MW-H条件下，污泥 CST只有9.85 s，远低于原污泥(51.20 s)以及单独微波(104.10 s)处理. 随着MW-H2O2-OH(0.06)处理，溶解性有机物释放量增加，负电性增强，污泥脱水性能相比MW单独处理进一步恶化. 但是与MW-H2O2-OH(0.06)相比，将H2O2投加量增加到0.2 g ·g-1，CST反而下降，脱水性能相对变好. 该现象与Abelleira等[23]的研究结果相一致，在加热-H2O2组合处理污泥时，污泥脱水性能随着加热温度(>130℃)和H2O2的投加量的提高而得到明显改善. 这可能是由于H2O2投加量的增加，强化了有机胶体粒子(organic colloidal fraction，1~100 μm[24])水解为小分子有机物，特定分子量下有机胶体粒子数量的减少导致污泥脱水性能的改善[25]. 预处理后的污泥经过厌氧消化，污泥脱水性能趋于一致，未处理、 MW处理、 MW-H处理、MW-H2O2-OH(0.06)处理、 MW-H2O2-OH(0.2)处理的污泥经厌氧消化后的CST分别为43.60、50.83、 28.57、 48.60、 45.90 s，其中MW-H处理后的污泥脱水性能仍优于其他条件. 经过MW、 MW-H2O2-OH处理后释放的不利于污泥脱水的特定有机物，如络氨酸、色氨酸类蛋白质[26]，经过厌氧消化的生物降解，污泥脱水性能又重新得到了恢复.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。