酸化/氧化调理对活性污泥胞外聚合物及脱水性能影响研究*

吴佳欢，张岳琦，朱 明，杨 光，孟 伟， 姜红星，段鹏飞，袁浩然，陈 勇

酸化/氧化调理对活性污泥胞外聚合物及脱水性能影响研究*

吴佳欢1,2,3,4，张岳琦1,5，朱 明6,7，杨 光4，孟 伟4， 姜红星4，段鹏飞4，袁浩然1,2,3,8†，陈 勇1,2,3,8

（1. 中国科学院广州能源研究所，广州 510640；2. 中国科学院可再生能源重点实验室，广州 510640；3. 广东省新能源和可再生能源研究开发与应用重点实验室，广州 510640；4. 深圳市燃气股份有限公司，广东深圳 518000； 5. 中国广核能源国际股份有限公司，广东深圳 518038；6. 生态环境部华南环境科学研究所，广州 510655； 7. 国家环境保护环境污染健康风险评价重点实验室，广州 510655；8. 南方海洋科学与工程广东省实验室（广州），广州511458）

活性污泥（WAS）经酸化/氧化处理后，胞外聚合物发生变化：在强酸环境下，总胞外聚合物以芳香族蛋白质为主，随着酸性的减弱，提取物中以类腐殖质物质为主；溶解型胞外聚合物在强酸条件下提取出来的主要有机物为类富里酸，随着酸性的减弱，类腐殖质物质占据主要地位；松散结合型胞外聚合物中检测到主要的有机物则为类富里酸及类蛋白质；紧密结合型胞外聚合物的提取物主要是与芳香族氨基酸结构有关的类蛋白质。经3.0 g/L高铁酸钾溶液氧化调理后，各层胞外聚合物提取液检测到的多糖和蛋白质含量较未处理条件下分别高出120倍和1倍以上。根据脱水性能测试结果，酸化处理与氧化处理后，污泥的脱水性能提高了9%。

活性污泥；酸化/氧化处理；胞外聚合物；脱水性能

0 引 言

目前，在中国污水处理厂污泥脱水后泥饼含水率仍在76% ～ 80%之间[1-3]。提高污泥脱水性能是降低泥饼含水率、减少污泥处理费用开支的关键[4]。污泥胞外聚合物（extracellular polymeric substances, EPS）因具有良好的持水能力，被认为是影响污泥深度脱水的主要因素。胞外聚合物一般存在污泥絮体的表面或者内部，呈胶状[5-7]；占据污水质量的60% ～ 80%，胞外聚合物结构一般认为由三部分组成：溶解型胞外聚合物（soluble extracellular polymeric substances, S-EPS）、松散结合型胞外聚合物（loosely bound extracellular polymeric substances, LB-EPS）和紧密结合型胞外聚合物（tightly bound extracellular polymeric substances, TB-EPS）[8-9]。此外，胞外聚合物对污泥絮体的絮凝、沉淀及脱水也能产生极大的影响[6,10-11]，因此，理解污泥胞外聚合物如何影响污泥脱水性能十分必要[12]。

一般来说，为提高污泥的脱水能力会对活性污泥进行预处理或者调理，常用的调理剂有物理调理剂[13-15]、化学调理剂[16-18]、生物调理剂及复合调理剂等多种类型[17,19-21]。目前，有学者认为LB-EPS由于其持水能力强于TB-EPS，微波处理改善污泥脱水性能过程，LB-EPS起着重要作用[22]。酸处理的方法也能改善污泥的脱水效果，已有研究表明酸处理能够增强活性污泥的沉降性能和脱水性能，酸化处理可使胞外聚合物增溶，对S-EPS有一定的去除作用，使胞外聚合物的总提取物含量随pH的降低而降低。同时，酸处理后活性污泥的脱水效果得到了提高。也有一些研究者认为污泥脱水程度主要受可溶性胞外聚合物内蛋白质类物质的影响[9]。ZHANG等[10]发现在酸性条件下，细胞破裂有利于释放胞内水分，提高污泥脱水性能。以往研究多集中于污泥酸化处理，只有少数报道研究了氧化处理对胞外聚合物的影响。此外，现有的研究中胞外聚合物与脱水能力之间的关系在酸预处理中尚不清楚。

本文通过酸/氧化预处理脱水性能试验，考察酸/ 氧化预处理对胞外聚合物性能的影响机理及阐明胞外聚合物性能与脱水性能的关系。脱水性能指标主要选取沉降界面随时间变化曲线、毛细吸水时间及脱水泥饼含水率。

1 实验材料及方法

1.1 实验试剂及原料

盐酸（分析纯，天津科密欧化学试剂有限公司）；氢氧化钠（分析纯，天津福辰化学试剂有限公司）。

实验中所使用的活性污泥均取自广东省佛山市盐步污水处理厂，样品采集完成后，在1小时内送至实验室，并于4℃冷藏保存处理，相关实验在3天内完成。所取活性污泥特性，如污泥中微生物含量的比例（VSS/TSS）、毛细吸水时间（capillary suction time, CST）、可溶性化学需氧量（soluble chemical oxygen demand, SCOD）、污泥沉降比（SV30）和样品元素分析、工业分析分别见表1和表2。

表1 活性污泥基本特性

表2 污泥元素分析及工业分析

Note:adry basis.

1.2 批量试验

1.2.1 活性污泥酸化处理

用量筒量取100 mL活性污泥，倒入合适的小烧杯中，将小烧杯置于磁力搅拌器上（85-2A，常州奥华仪器有限公司），在300 r/min的转速下进行活性污泥酸碱度调节，使用浓度为0.1 mol/L的盐酸和0.1 mol/L氢氧化钠水溶液分别将活性污泥调至pH为2、3、4、5、6及7。活性污泥酸度值的变化使用pH计进行监测（PHS-3C，上海仪电科学仪器股份有限公司），调节完成后分别进行标记。

1.2.2 脱水性能测试

将调节好的活性污泥分别倒入量筒中，进行沉降界面高度随时间变化的观测，每2 min记录一次下沉降界面体积，观测记录持续30 min，界面高度无明显变化后结束[23]。调理后活性污泥的CST使用毛细吸水时间测试仪（DFC-10A，杭州典范科技有限公司）进行测试，测试时使用直径为11 mm的加液管[8,24-26]。酸化处理后的污泥采用布氏漏斗真空抽滤的方法进行脱水处理，抽滤过程的真空度为0.06 MPa，脱水至无液滴滴下，持续抽滤5 min后结束，或者无液滴滴下后真空度被破坏为止。抽滤完成后形成的泥饼，取出后首先进行质量称量并记录，然后置于105 ℃干燥箱中干燥至恒重后取出，于干燥皿内冷却至室温后再次称量其质量，根据干燥前后两次质量的变化计算得到脱水后污泥饼的含水率[27]。

1.2.3 胞外聚合物提取及分析方法

胞外聚合物提取使用离心和加热超声法相结合[28]。在可溶性胞外聚合物提取后，进行LB-EPS和TB-EPS提取前使用中性磷酸盐缓冲液（phosphate buffered saline, PBS）（Na3PO4∶NaH2PO4∶NaCl∶KCl = 2∶4∶9∶1）使离心后固体恢复到原体积，在TB-EPS添加缓冲液恢复原体积后又使用超声加热，冷却后进行离心提取。提取过程使用的是高转速离心机（sigma 3K15, Sigma-Aldrich, 德国），离心后上清液使用0.22/0.45 µm聚醚砜（polyethersulfone, PES）滤膜（津腾实验设备有限公司）。胞外聚合物提取流程示意图如图1所示。利用傅里叶变换红外光谱（Fourier transform infrared spectrum, FTIR）（TENSOR27，布鲁克，德国）和激光粒度仪（Mastersizer 2000E，马尔文仪器有限公司，英国）测定胞外聚合物的理化性质变化[29]。

图1 胞外聚合物提取流程示意图：（a）总胞外聚合物提取方法；（b）胞外聚合物分层提取（RFC指相对离心力）

1.3 分析方法

1.3.1 物化分析

胞外聚合物的界面电动势和电导率通过激光粒度仪测得。胞外聚合物有机官能团通过傅里叶变换红外光谱检测。在进行红外光谱测试前，对胞外聚合物样品使用冷冻干燥机进行冷冻干燥处理。

1.3.2 有机物成分检测

胞外聚合物所含有机物首先使用荧光光谱仪（F-4500，日立，日本）进行有机物种类的鉴别。发射波长为200 ～ 550 nm，激发波长为200 ～ 600 nm，间隔为5 nm，响应时间选择自动响应，扫描速率为12 000 nm/min。胞外聚合物中多糖物质含量使用苯酚−硫酸比色法测得[19]。向试管中加入1 mL 5%的苯酚溶液后，快速加入5 mL的浓硫酸（优级纯），静置10 min。充分混匀后将试管置于30℃水浴中反应20 min，取出擦拭干净表面水分后在490 nm处测试吸光度。蛋白质含量使用福林酚法测得[30]，将检测样品25 µL添加至微孔板，加入200 µL工作液后立即混匀，在37℃恒温箱中反应30 min，冷却至室温后使用微孔板分光光度计（Eon，伯腾仪器有限公司，美国）测试其在562 nm处的吸光值。

2 结果与分析

2.1 酸化处理对胞外聚合物及污泥脱水效果影响

2.1.1 酸化对胞外聚合物理化性质的影响

（1）对胞外聚合物组成的影响

对酸化处理后提取的胞外聚合物进行三维荧光光谱检测，对提取液中所含有机物种类进行识别。图2及表3分别是未经处理的活性污泥分层提取后的胞外聚合物荧光光谱图及光谱图中出现峰对应的峰位表。根据图2，不同层的胞外聚合物提取液中的有机物种类发生了变化。由表3峰位可知，活性污泥总胞外聚合物提取液中，小分子量范围区域内荧光（ex/em为200 ～ 250/280 ～ 380 nm）主要与芳香族蛋白质（如色氨酸、酪氨酸等）[31]、类富里酸（ex/em为200 ～ 250/>380 nm）、类蛋白（ex/em为>250/280 ～ 380 nm）和类腐殖酸（ex/em为>250/>380 nm）[32-33]有关。酸化处理后的活性污泥中，不同分层的胞外聚合物内所含的主要有机物有所变化。在强酸环境下，总胞外聚合物以芳香族蛋白质为主，随着酸性的减弱，提取物中以类腐殖质物质为主。S-EPS在强酸条件下提取出来的主要有机物为类富里酸，随着酸性的减弱，类腐殖质物质占据主要地位。LB-EPS中检测到主要的有机物则为类富里酸及类蛋白质，这一结果与ZHANG等[16]的实验结果相左。TB-EPS主要是与芳香族氨基酸结构有关的类蛋白质[31,34]。

图2 总胞外聚合物荧光光谱图

表3 总胞外聚合物荧光光谱峰位

胞外聚合物主要组成为蛋白质和多糖两大类物质，影响污泥脱水能力[35-36]。不同的提取层，有机物质含量变化也较大。由图3a可知，在pH为2时，可溶性胞外聚合物及TB-EPS中蛋白质含量较高，分别达到459.8 μg/mL、484.7 μg/mL，pH为3时有机物含量次之。其他pH下的蛋白质含量基本在6 ～ 125 μg/mL。总胞外聚合物和S-EPS蛋白质含量高于LB-EPS和TB-EPS，但TB-EPS含量较为稳定。

这是由于蛋白质主要分布在絮凝体的核心区域，且该位置不易受到酸处理的影响[37]。YU等[8]通过实验也得到了相似的研究结果，形成污泥絮凝体的主要有机物蛋白质主要分布在TB-EPS内。由图3b知，在pH为2 ～ 7条件下，TB-EPS中多糖的含量比S-EPS、LB-EPS和总胞外聚合物的更稳定。pH为2时，除LB-EPS外，其他类型的胞外聚合物中多糖含量均较高。在pH为5 ～ 7的条件下，TB-EPS提取液中检测到的多糖含量均大于70 μg/mL。在稀酸条件下，TB-EPS中所含有的水溶性多糖含量较其他提取层高。根据图3c，在pH为2时，各层胞外聚合物内检测到的有机物的含量最高，pH为4时，在总胞外聚合物、S-EPS和LB-EPS中蛋白质的含量都小于66 μg/mL，而提取的胞外聚合物多糖含量检测结果相对稳定，低于66 μg/mL。pH为5 ～ 7时，有机物含量变化不大。原因可能与酸处理效果不佳有关，使得提取的胞外聚合物溶液里的有机物含量较低。

图3 pH = 2 ～ 7条件下，EPS蛋白质含量（a）、多糖含量（b）和有机物总含量（c）

（2）酸处理对胞外聚合物理化性质的影响

酸化处理对胞外聚合物的Zeta电位带来的影响如图4a所示，Zeta电位在−15 ～ +10 mV。随着污泥酸碱度由中性慢慢过渡至酸性，Zeta电位值逐渐减小，在pH为7时，Zeta电位由+10 mV 降低至−15 mV，这是由于胞外聚合物表面含有丰富的官能团，使中性条件下胞外聚合物Zeta电位值降低[4,38]。随着大量H+添加到溶液中，与溶液所含有的阴离子等进行中和反应，过量的H+使得溶液的Zeta值增大，这一变化在溶液pH由4变为3时尤为明显（见图4a）。羧基和氨基的电离作用能够释放离子，酸化促使液体中释放更多的有机物，导电性更好。由图4b所示可知，原活性污泥电导率随酸度值的变化较为一致，使用磷酸缓冲液提取的LB-EPS和TB-EPS的电导率变化也较为一致，在溶液离子浓度一定的情况下，随着H+的减少，胞外聚合物溶液的电导率变化较为平缓。

图4 pH = 2 ～ 7条件下，EPS界面电动势变化图（a）和聚合物电导率变化图（b）

（3）酸处理对胞外聚合物有机性质的影响

图5a为不同酸度下总胞外聚合物红外光谱图，由图可知，3 200 ～ 3 600 cm−1的峰位由O—H和N—H振动引起[39-40]，1 620 ～ 1 685 cm−1附近为醛和酸C=O键振动峰，1 000 ～ 1 140 cm−1的峰为C—O的伸缩振动，如碳水化合物中含有的C—O键，污泥的胞外聚合物提取液中主要有机物为多糖和蛋白质类物质。

图5b为不同酸度下可溶性胞外聚合物中的有机官能团变化情况，由图可知主要峰位置为3 600 ～ 3 200 cm−1、1 620 ～ 1 655 cm−1、1 450 cm−1及1 100 ～ 1 000 cm−1。3 600 ～ 3 200 cm−1的峰主要是由O—H振动引起，污泥中含有O—H的物质如水、醇类物质及羧酸类物质；也可能是胺类物质中N—H的拉伸振动造成[40]。光谱图中1 620 ～ 1655cm−1峰主要归为酰胺类物质或者芳烃结构物质中的C=O振动[41]，由表3知道，胞外聚合物中含有芳香蛋白类物质。1 450 cm−1附近的峰被认为是CH2剪切变形形成的振动峰[42]。在图5c及图5d中，有机官能团的出峰位置或范围基本与S-EPS出峰位置一致，说明在胞外聚合的不同层有机官能团种类基本一致，这与三维荧光光谱测试结果相一致。不同层胞外聚合物种类大体一致，含量有所不同。

图5 pH = 2 ～ 7条件下，总胞外聚合物（a）、S-EPS（b）、LB-EPS（c）和TB-EPS（d）的红外光谱图

2.1.2 酸化处理对活性污泥脱水性能的影响

（1）酸化对活性污泥沉降性能的影响

沉降速率通过前4 min沉降界面高度变化来计算。根据图6，不同酸度下活性污泥的沉降速率分别为13.25 mL/min（pH = 2）、12.25 mL/min（pH = 3）、9 mL/min（pH = 4）、10.25 mL/min（pH = 5）、8.5 mL/min（pH = 6）和9 mL/min（pH = 7），原活性污泥的沉降速率为16 mL/min。酸化处理后活性污泥的沉降性能较原活性污泥变差，但整体沉降变化趋势具有一致性。酸化过程中大量H+进入活性污泥溶液中，使得有机物污泥絮体发生破解，转化成更加微小的絮体，减轻了絮体质量，其所受重力也随之变小，因此，酸化处理后活性污泥在重力作用下沉降过程变得缓慢。图6为前4 min的沉降速率，未经处理的活性污泥的沉降速率为16 mL/min，而处理过的沉降速率均降低，在pH为6时最小，只有8.5 mL/min。因此，酸化处理虽然有效破解了污泥絮体，但是降低了污泥的沉降性能。

图6 pH = 2 ～ 7条件下，污泥沉降界面随时间变化

（2）酸化对活性污泥过滤性能的影响

由图7可知，随着酸度的降低，污泥CST值也随之缩短。pH分别为6和7时，污泥的沉降性能明显差于原活性污泥，但在毛细吸水测试中，发现沉降结果中相对较差的酸化活性污泥（如pH为4、5、6及7时）的测试结果则相对较好，原活性污泥CST值是11.9 s，而pH为4、5、6、7时CST分别为12 s、11.9 s、11.6 s和11.5 s。这一结果说明，酸化处理后沉降性能下降，但是过滤性能相对原污泥有小幅度提高。这主要是由于酸处理使得污泥絮体变小，减缓了絮体的沉降过程，在CST测试过程中这有利于加液管中液体的渗透，而原污泥中的污泥絮体团块体积较大，会较快地沉降到底部堵塞渗滤孔，造成CST测试耗时长。因此，酸化处理能够有效缩短毛细吸水时间，即酸化处理能够提高活性污泥的过滤性能。

图7 pH = 2 ～ 7条件下，污泥毛细吸水时间和泥饼含水率

（3）酸化对活性污泥脱水性能的影响

不同酸度条件下污泥饼的含水率有所变化，如图7。原污泥含水率为最高值78.80%；酸化处理后，在pH = 3时，泥饼的含水率最低为68.98%；其他条件下分别为70.72%（pH = 2）、73.64%（pH = 4）、74.00%（pH = 5）、75.38%（pH = 6）和74.46%（pH = 7）。酸化后污泥饼含水率分别有不同程度的降低。尽管酸化处理使活性污泥过滤性能有一定程度的提高，但是在脱水过程中，由于受到外界压力的作用，形成污泥絮体的有机物被挤压，不可避免地发生变形，导致滤孔堵塞，造成残留水分无法被过滤出去，这就使得泥饼含水率没有明显降低。

2.2 氧化处理对胞外聚合物及污泥脱水效果影响

2.2.1 氧化处理对胞外聚合物理化性质的影响

（1）氧化处理对胞外聚合物组成的影响

将高铁酸钾对活性污泥进行调理，按照胞外聚合物提取步骤对氧化处理后的活性污泥进行胞外聚合物的提取，提取液检测结果见图8。结合表4，根据出峰位置，总胞外聚合物主要包含腐殖质物质、类蛋白物质、芳香类蛋白质及富里酸类物质这四大类物质；S-EPS中有机物种类也同样含有这四大类物质，但出现位点数量与总胞外聚合物有所差别；根据检测到的峰位点数，LB-EPS含有的有机物包括类蛋白物质、腐殖质物质、富里酸类物质及芳香类蛋白质；TB-EPS含有的有机物种类与LB-EPS检测结果一致。

图8 3.0 g/L高铁酸钾调理后总胞外聚合物荧光光谱图

根据图9a检测结果（2.8 g/L和3.2 g/L高铁酸钾），发现未经处理活性污泥的总胞外聚合物中蛋白质的含量比活性污泥中分层提取液中的蛋白质含量更高。氧化处理后，胞外聚合物中检测到的蛋白质含量显著增加，经3.0 g/L高铁酸钾调理后，与原污泥相比，S-EPS中蛋白质含量增加了5.1倍，LB-EPS中蛋白质含量增加了2.2倍，TB-EPS中蛋白质的含量增加了1.1倍，而总胞外聚合物中蛋白质含量增加1.4倍。根据图9b结果，与原污泥相比，3.0 g/L高铁酸钾调理后的胞外聚合物中多糖含量显著提高，S-EPS中多糖含量增加了127.8倍；松散结合型胞外聚合物中多糖含量增加了146.2倍；TB-EPS受氧化处理的影响，检测到多糖的含量增加了107.1倍；而总胞外聚合物中的多糖含量则增加了147.1倍。蛋白质和多糖含量的增加，说明高铁酸钾能够使污泥絮体破解成小分子有机物，且在可溶解层和总胞外聚合物中，高铁酸钾对多糖的氧化效果要优于对蛋白质的氧化效果；在松散结合层和紧密结合层中，高铁酸钾对蛋白质的氧化效果远优于对多糖的氧化效果，因这两层的聚合物中含有的蛋白类物质较多，且高铁酸钾对特定类型的蛋白质，如酪氨酸、色氨酸等，具有很好的氧化性[43]；另一种观点认为高铁酸钾投加后产生的铁离子与蛋白质有较强的作用力，产生的氢氧化铁胶体在混凝过程中能够促使S-EPS中的蛋白质转移至结合型胞外聚合物中，进而使得S-EPS中提取到的蛋白质含量较少，而结合型胞外聚合物中蛋白质含量较高[44]。

图9 高铁酸钾调理后胞外聚合物蛋白质含量（a）和多糖含量（b）

（2）氧化处理对胞外聚合物性质的影响

总胞外聚合物和S-EPS的Zeta电位变化趋势具有一致性（见表5），随着高铁酸钾投加量的增加，Zeta电位绝对值随之降低，高铁酸钾添后，在活性污泥中反应生成阳离子，见式（1）和式（2）[44-45]。该过程消耗了污泥中所含有的负电荷，反应过程的进行使得溶液的负电荷量减少，随着高铁酸钾投加量增加，测得的Zeta电位逐渐减小。提取S-EPS后，采用磷酸缓冲液对离心后固体进行恢复原体积。磷酸缓冲液中含有大量的阳离子，因此，LB-EPS和TB-EPS的Zeta电位绝对值持续降低，而TB-EPS则因阳离子呈现正电位。

表5 高铁酸钾调理后胞外聚合物界面电动势变化

在3 600 ～ 3 100 cm−1范围的宽峰带是由羧基、酚及醇类的O—H的振动以及胺基和酰胺基的N—H基团振动引起[40]。在图10 c中，3 000 ～ 2 800 cm−1的峰是由于脂肪族碳氢键在CH3和CH2基团中的对称和非对称伸缩振动产生的[46]。1620 ～ 1680 cm−1范围内峰的产生是因烯烃中C=C键的伸展振动引起[47]。1 642 cm−1处峰的出现与样品中酸和醛类基团的C=O有关。1 550 ～ 1 585 cm−1的峰是由酰胺类引起[48]。1 500 ～ 1 300 cm−1范围内的C—H峰意味着烷烃类物质的存在。1 246 ～ 1 030 cm−1范围内的C—O峰，一般被认为是多糖或多糖类物质的存在引起[40,49]。在950 ～ 600 cm−1范围为无机官能团区，如P—O—P官能团常出现在878 cm−1处[46]。图8表明，同一提取层，高铁酸钾的投加量不影响官能团种类，不同层的官能团种类差别也较小。随着提取层位的深入，官能团的种类稍有减少。

图10 高铁酸钾调理后胞外聚合物红外光谱图：（a）总胞外聚合物；（b）S-EPS；（c）LB-EPS和（d）TB-EPS

2.2.2 氧化处理对活性污泥脱水性能的影响

（1）氧化处理对活性污泥沉降性能的影响

图11为高铁酸钾调理后沉降结果，由图可知，氧化处理后活性污泥最终沉降体积均明显高于原污泥沉降体积。原污泥在10 min后，沉降体积已经接近观察结束时沉降的体积19 mL。氧化后的污泥体积在6 min后基本达到最终体积，3.0 g/L（39 mL）高铁酸钾调理过的活性污泥的沉降体积略小于2.8 g/L（42 mL）和3.2 g/L（41 mL）高铁酸钾调理后污泥沉降体积。较原活性污泥，氧化调理后的污泥沉降性能降低。高铁酸钾的强氧化性使污泥中的有机絮体被氧化破散、破解为小碎片，有机絮体含有的水分、小分子有机物等得以释放。絮体体积显著减小后，在沉降测试过程中，由于重力的作用与浮力的差值十分微小，沉降观察结束后，氧化处理后的污泥沉降体积远高于原污泥。

（2）氧化处理对活性污泥过滤性能的影响

高铁酸钾投加量3.0 g/L时，CST值最大，为38.5 s；当投加量为2.8 g/L时，CST值为34.6 s；投加量为3.2 g/L时，CST值为37.7 s（图12）。CST值越小，表明污泥溶液里的水分更容易扩散出去，过滤性能良好；反之，则过滤性能变差。图12表明，在3.0 g/L高铁酸钾条件下，污泥液体中的水分更不易扩散出来。因该投加量下污泥絮体破解程度好，在过滤性能测试过程中，极微小有机絮体能够在水分渗出过程中堵塞与液体接触的滤纸，造成水分过滤性能变差，渗出时间延长。投加量为2.8 g/L和3.2 g/L时，可能仍存在部分团块较大絮体，减少了过滤过程中渗滤孔堵塞的情况。

图12 高铁酸钾调理后活性污泥毛细吸水时间和含水率

（3）氧化处理对活性污泥脱水性能的影响

在同样的脱水条件下，得到的污泥饼含水率结果如图12所示，3.0 g/L高铁酸钾调理后，得到的泥饼含水率低于70%，而2.8 g/L和3.2 g/L高铁酸钾调理脱水后得到的泥饼含水率均高于70%。这一结果也证明了前两部分的推测，3.0 g/L高铁酸钾投加量使得污泥絮体中含有的水分释放的效果更好，脱水后泥饼的含水率降低更明显。因此，氧化处理活性污泥有利于降低脱水后污泥饼的含水率。

3 结 论

对活性污泥进行酸化/氧化处理，并对处理前后活性污泥的胞外聚合物进行提取检测，针对不同的处理方法，对胞外聚合物的性质影响及脱水性能的变化原因进行了分析。具体结论如下：

（1）酸化处理后，胞外聚合物絮体发生破解，释放出水和小分子有机物，在pH为2条件下，检测到提取液中主要有机物蛋白质类和多糖类含量达到790 μg/mL，由于小絮体的存在，使得过滤性能和脱水性能有一定幅度的提高。脱水后泥饼含水量较原来降低13%。

（2）氧化处理后，活性污泥自身偏酸性使得高铁酸钾氧化性最高，胞外聚合物破解较为彻底，在3.0 g/L高铁酸钾调理后脱水泥饼含水率为69%，低于原污泥饼含水率（78.8%）。

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Effect of Acidification/Oxidation Conditioning on Activated Sludge Extracellular Polymer and Its Dewaterability

WU Jia-huan1,2,3,4, ZHANG Yue-qi1,5, ZHU Ming6,7, YANG Guang4, MENG Wei4, JIANG Hong-xing4, DUAN Peng-fei4, YUAN Hao-ran1,2,3,8, CHEN Yong1,2,3,8

(1. Guangzhou Institute of Energy Conversion, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, China; 2. CAS Key Laboratory of Renewable Energy, Guangzhou 510640, China; 3. Guangdong Provincial Key Laboratory of New and Renewable Energy Research and Development, Guangzhou 510640, China; 4. Shenzhen Gas Corporation Ltd., Shenzhen 518000, Guangdong, China; 5. China General Nuclear Power Corporation, Shenzhen 518038, Guangdong, China; 6. South China Institute of Environmental Sciences, Ministry of Ecology and Environment, Guangzhou 510655, China; 7. State Environmental Protection Key Laboratory of Environmental Pollution Health Risk Assessment, Guangzhou 510655, China; 8. Southern Marine Science and Engineering Guangdong Laboratory (Guangzhou), Guangzhou 511458, China)

When the waste activated sludge (WAS) was acidified/oxidized, the extracellular polymer changed. The total extracellular polymer was dominated by aromatic proteins under strong acid condition; as the acidity decreased, the extract was dominated by humus-like substances. When soluble extracellular polymer was extracted under strong acid conditions, the dominated organic matter was fulvic acid; as the acidity decreased, the extract was dominated by similar humic substances. The main organic compounds detected in loosely bound extracellular polymers were fulvic acid and class of proteins. The extracts of tightly bound extracellular polymers were mainly proteins-like related to the structure of aromatic amino acids. After the oxidation treatment with 3.0 g/L potassium ferrate, the polysaccharide and protein content detected in the extracellular polymer extracts of each layer were 120 times and 1 time higher than that under the untreated condition, respectively. According to the dewatering tests results of the acidification treatment and oxidation treatment, the dewaterability of sludge was improved by more than 9%.

waste activated sludge; acidification/oxidation treatment; extracellular polymer; dewaterability

TK6

A

10.3969/j.issn.2095-560X.2021.06.002

2095-560X（2021）06-0449-12

收稿日期：2021-09-06

2021-09-24

国家重点研发计划项目（ 2018YFC1901200）；南方海洋科学与工程广东省实验室（广州）人才团队引进重大专项项目（GML2019ZD0101）

通信作者：袁浩然，E-mail：yuanhr@ms.giec.ac.cn

吴佳欢（1992-），女，博士，主要从事有机固废清洁再利用和生态能源高值利用研究。

袁浩然（1981-），男，博士，研究员，主要从事可燃固废研究。