李亞林，劉蕾，侯金金，劉曉彤，韓寧寧

（河南工程學(xué)院資源與環(huán)境學(xué)院，河南 鄭州 451191）

電滲透-過(guò)硫酸銨氧化協(xié)同強(qiáng)化污泥深度脫水

李亞林，劉蕾，侯金金，劉曉彤，韓寧寧

（河南工程學(xué)院資源與環(huán)境學(xué)院，河南 鄭州 451191）

利用電滲透和過(guò)硫酸銨氧化技術(shù)，采用自制實(shí)驗(yàn)裝置對(duì)市政污水處理廠的脫水污泥進(jìn)行了深度脫水研究，系統(tǒng)考察了電壓梯度、機(jī)械壓力、污泥厚度和過(guò)硫酸鹽投加量對(duì)污泥脫水的影響。采用表面響應(yīng)法以污泥含水率降低率為響應(yīng)值，通過(guò)Box-Benhnken中心組合設(shè)計(jì)，對(duì)污泥脫水工藝參數(shù)進(jìn)行了實(shí)驗(yàn)優(yōu)化，并且研究了污泥胞外聚合物的組成及分布對(duì)污泥電滲透脫水行為的影響。結(jié)果表明，電滲透-過(guò)硫酸銨氧化協(xié)同技術(shù)可以改善污泥的脫水性能，污泥厚度與電壓梯度、投藥量的交互作用呈現(xiàn)出高度顯著，在電壓梯度為24.97V/cm、機(jī)械壓力為35.95kPa、投藥量為39.81mg/gDS、污泥厚度為2.35cm時(shí)，泥餅含水率可以降至40%以下，污泥胞外聚合物中蛋白質(zhì)含量與電滲透脫水后污泥最終的含水率呈顯著相關(guān)。

電滲透；過(guò)硫酸銨；氧化；廢物處理；污泥；脫水

隨著市政污水處理廠數(shù)量的增加，我國(guó)每年污泥的產(chǎn)生量約為3×107t（按含水率80%計(jì)），到2020年污泥產(chǎn)生量預(yù)計(jì)將會(huì)增加一倍[1]。目前市政污水處理廠的污泥經(jīng)機(jī)械脫水后的含水率僅能降低至70%～80%左右，無(wú)法從根本上解決污泥含水率高的問(wèn)題，因此為了達(dá)到后續(xù)處理與處置的要求，需要尋找一種新的脫水方法使污泥含水率進(jìn)一步降低[2]。

電滲透脫水作為一種針對(duì)高含水率污泥進(jìn)行二次脫水的技術(shù)，受到了國(guó)內(nèi)外相關(guān)學(xué)者的廣泛關(guān)注[3]。但是傳統(tǒng)電滲透脫水由于脫水過(guò)程中的電流不高，常需要通過(guò)延長(zhǎng)脫水時(shí)間以保證污泥的脫水效果[4]。為了解決這一問(wèn)題，一些研究者嘗試將不同方法與傳統(tǒng)電滲透聯(lián)合去改善污泥的脫水效果。MAHMOUD等[5]將電滲透與機(jī)械壓濾相結(jié)合，在壓力為200～1200kPa的條件下，可將脫水污泥的含固率提高至55%。GHARIBI等[6]將電滲透和混凝法進(jìn)行結(jié)合，發(fā)現(xiàn)結(jié)合法的污泥脫水效果優(yōu)于單一方法所能達(dá)到的效果。ZHEN等[7]將電滲透與高級(jí)氧化技術(shù)相結(jié)合，可將污泥的含水率由99.3%降低至60%。本文作者[8]在前期的研究中發(fā)現(xiàn)，電滲透與Fe2+活化過(guò)硫酸鹽組合可以提高污泥脫水的效率，并且泥餅具有更好的均勻性，但由于脫水過(guò)程中Fe2+和Na2S2O8的投加比例難以控制，同時(shí)Fe2+在陰極易與OH-反應(yīng)產(chǎn)生沉淀堵塞濾布而限制了該技術(shù)在污泥脫水中的大規(guī)模應(yīng)用。

過(guò)硫酸銨（APS）因其易水解可以增加污泥中自由離子數(shù)量提高電導(dǎo)率，同時(shí)不需要額外投加過(guò)渡金屬離子活化，并且APS水解過(guò)程中還會(huì)生成氧化物質(zhì)H2O2，兩者相互激發(fā)形成氧化性更強(qiáng)的系統(tǒng)，對(duì)有機(jī)物具有更強(qiáng)的破壞作用[9]。鑒于上述原因，本研究采用電滲透-過(guò)硫酸銨氧化協(xié)同對(duì)污泥進(jìn)行深度脫水研究，通過(guò)電壓梯度、機(jī)械壓力、過(guò)硫酸鹽投加量、污泥厚度等條件實(shí)驗(yàn)，探究電協(xié)同過(guò)硫酸銨污泥脫水的可行性及影響因素，為電協(xié)同過(guò)硫酸銨進(jìn)行污泥脫水提供技術(shù)參數(shù)。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)中使用的污泥取自新鄭市某市政污水處理廠，為濃縮剩余污泥加入聚丙型酰胺后通過(guò)帶式壓濾脫水所得，基本性質(zhì)如表1所示。污泥取回后在4℃的冰柜中保存，以防止其性質(zhì)發(fā)生變化，實(shí)驗(yàn)時(shí)提前取出并放置至室溫后使用。

表1 脫水污泥的基本性質(zhì)

1.2 實(shí)驗(yàn)裝置

電滲透實(shí)驗(yàn)裝置如圖1所示，裝置為垂直圓柱筒形（自制，φ90mm×140mm），污泥放置于筒中，上下表面分別設(shè)有電極，上部使用純度為90%的圓形碳片充當(dāng)陽(yáng)極，接正電，碳片上打有7個(gè)直徑為4mm的小孔，以便及時(shí)排出反應(yīng)過(guò)程中產(chǎn)生的氣體；下部使用直徑為90mm的銅片充當(dāng)陰極，接負(fù)電，表面鋪有48μm的玻璃纖維濾布用于攔截污泥顆粒，銅片上有69個(gè)直徑為2mm的排水孔，使脫出的水分能夠及時(shí)排出。

實(shí)驗(yàn)用電由直流恒壓恒流電源（JP15020D，無(wú)錫安耐斯電子科技有限公司）供給，電源可顯示電流電壓變化。反應(yīng)器下方放置電子天平（JA1003N，上海精密科學(xué)儀器有限公司）用于記錄脫出水分的質(zhì)量，在活塞上方添加重物（長(zhǎng)方形鋼板）提供機(jī)械壓力，泥餅中放置熱電偶溫度計(jì)（TES1310，臺(tái)灣泰仕電子工業(yè)股份有限公司）探頭，監(jiān)測(cè)溫度變化。

圖1 電滲透脫水裝置

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

1.3.1 污泥脫水指標(biāo)及測(cè)定方法

實(shí)驗(yàn)中污泥脫水指標(biāo)用含水率降低率進(jìn)行表征，如式(1)所示。

式中，Wr為污泥的含水率降低率，%；Wc為原脫水污泥的含水率，%；W為電滲透脫水泥餅的理論含水率，%，由式(2)計(jì)算得出。試驗(yàn)結(jié)束后，泥餅的實(shí)際含水率采用烘干稱重法進(jìn)行測(cè)定[10]。

式中，M為原脫水污泥的質(zhì)量，g；m為實(shí)時(shí)脫出濾液的質(zhì)量，g。

1.3.2 污泥性質(zhì)測(cè)定方法

有機(jī)質(zhì)含量采用重量法進(jìn)行測(cè)定[11]；胞外聚合物（EPS）中的蛋白質(zhì)采用Folin-酚法測(cè)定，以牛血清蛋白為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)[12]；多糖的測(cè)定采用硫酸-蒽酮法，以蔗糖為標(biāo)樣[13]。

1.3.3 胞外聚合物的提取方法

污泥中的EPS可以分為黏液層EPS（S-EPS）、松散附著型EPS（LB-EPS）和緊密黏附型EPS（TB-EPS）[14]。S-EPS溶解于液體，參與表面的條件變化；LB-EPS位于TB-EPS外，黏合細(xì)胞群形成菌落或者絮體；TB-EPS附著于細(xì)胞壁，連接細(xì)胞群集，有一定的外形[15]。

本文EPS的提取方法為L(zhǎng)I等[16]的改進(jìn)方法，取10g原泥或泥餅轉(zhuǎn)移到離心管中，再加30mL蒸餾水，在3000r/min速度下離心15min，所得上清液即為S-EPS，將上清液倒出并記錄其體積；將離心管中的沉淀物作為底物，用緩沖液稀釋底物至原體積，在7400r/min速度下離心15min，將上清液通過(guò)0.45μm的濾膜過(guò)濾，濾液即為L(zhǎng)B-EPS；再將離心管中的沉淀物作為底物，用緩沖液溶液稀釋底物至原體積，并調(diào)節(jié)pH至12左右，用電磁爐加熱煮沸20min，液體冷卻后用緩沖液稀釋至調(diào)節(jié)pH前的體積，在9000r/min下離心10min，將上清液用0.45μm的濾膜過(guò)濾，濾液即為T(mén)B-EPS。

2 結(jié)果與討論

2.1 電壓梯度對(duì)污泥脫水效果的影響

稱取140g脫水污泥（厚度為2.0cm），控制機(jī)械壓力23.1kPa，為對(duì)比APS替代過(guò)硫酸鈉的脫水效果，故控制脫水起始階段S2O82–的摩爾量與過(guò)硫酸鈉體系相同，以前期研究中過(guò)硫酸鈉的最佳投加量換算出APS的投加量為60mg/g DS，溶于5mL蒸餾水中與脫水污泥混合均勻后放入裝置，在不同電壓下進(jìn)行實(shí)驗(yàn)，當(dāng)污泥脫水量小于0.01g/s時(shí)，即認(rèn)為脫水過(guò)程結(jié)束，通電過(guò)程中記錄實(shí)時(shí)脫水量，并計(jì)算Wr，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖2所示。

由圖2分析，在電壓小于20V/cm時(shí)，Wr和初始電流均隨著電壓的增加而增加，Wr達(dá)到峰值的時(shí)間逐步縮短，脫水效率逐漸上升。因?yàn)殡妷旱奶嵘龝?huì)導(dǎo)致脫水初期的電驅(qū)動(dòng)力增加，這一變化規(guī)律與電滲透中的Helmholtz-Smoluchowski（H-S）方程相吻合。在電驅(qū)動(dòng)力的作用下，污泥中的水分由陽(yáng)極向陰極移動(dòng)的速率加快，脫水效果增強(qiáng)。當(dāng)電壓為20V/cm時(shí)，13min后Wr增至16.92%，泥餅的理論含水率為70.02%。

初始電流隨著電壓梯度的增加而增大，電流的增加會(huì)造成體系的溫度升高，實(shí)驗(yàn)中對(duì)體系溫度進(jìn)行了測(cè)定，結(jié)果如圖3所示。

由圖3分析，當(dāng)電壓較低時(shí)，體系溫度始終維持在較低水平，隨著電壓的升高，電流的增大，溫度迅速升高，而高溫產(chǎn)生的熱量可以使APS中的O—O鍵在熱輻射作用下發(fā)生斷裂反應(yīng)，反應(yīng)如式(3)所示[17]，生成的SO4–·可以破壞污泥中的EPS等有機(jī)成分，同時(shí)電解作用在陰、陽(yáng)極形成的OH–和H+也可以有效破壞污泥中的細(xì)胞，促使污泥中的束縛水向自由水轉(zhuǎn)化，改善污泥的脫水性能。

圖2 電壓梯度對(duì)污泥脫水的影響

圖3 電壓梯度對(duì)體系溫度的影響

但隨著電壓持續(xù)增加，Wr有所下降，在電壓梯度為25V/cm時(shí)，Wr為16.59%，與20V/cm時(shí)相比略有降低，電壓的增加沒(méi)有改善脫水效果，反而耗時(shí)更長(zhǎng)。因?yàn)殡妷哼^(guò)大，污泥中水分迅速流失導(dǎo)致電阻增加[18]，電流減小，產(chǎn)生熱量減少，對(duì)S2O82–的活化作用降低；另一方面，溫度過(guò)高時(shí)大量同一時(shí)間產(chǎn)生的SO4–·之間存在有淬滅反應(yīng)[19]，不能有效破壞有機(jī)物，在傳遞過(guò)程中消耗，利用率降低，脫水效果變差。

2.2 機(jī)械壓力對(duì)污泥脫水效果的影響

稱取140g脫水污泥，控制電壓為20 V/cm，APS投加量為60mg/g DS，用定量蒸餾水溶解與脫水污泥混勻后放入裝置，在不同機(jī)械壓力下進(jìn)行實(shí)驗(yàn)，結(jié)果如圖4所示。

由圖4分析，機(jī)械壓力的改變對(duì)脫水的影響不明顯，隨著壓力的增加Wr隨之增加，在壓力為30.8kPa時(shí)Wr為18.87%，泥餅理論含水率降低至68.38%，之后再繼續(xù)增加壓力至38.5kPa時(shí)，Wr和電流峰值均出現(xiàn)明顯下降。因?yàn)樵诔跗谖勰囝w粒間的空隙會(huì)因?yàn)閴毫Φ脑黾佣s小，間隙水在壓力作用下被擠出，而隨著壓力的進(jìn)一步增加，污泥中的空隙逐漸縮小至極限，加大了污泥顆粒間水分的運(yùn)動(dòng)阻力，最終影響了污泥的脫水效果[20]。

2.3 污泥厚度對(duì)污泥脫水效果的影響

稱取脫水污泥控制厚度分別為1cm、2cm、3cm、4cm，機(jī)械壓力為30.8kPa，電壓為20V/cm，APS投加量為60mg/g DS，用定量蒸餾水溶解與脫水污泥混勻后放入裝置進(jìn)行實(shí)驗(yàn)，結(jié)果如圖5所示。

由圖5分析，污泥厚度對(duì)脫水效果有一定影響，厚度為2cm時(shí)，Wr在22min時(shí)達(dá)到14.36%，優(yōu)于其他厚度條件下的脫水效果。因?yàn)楹穸冗^(guò)小時(shí)，在電壓作用下陽(yáng)極區(qū)域的污泥迅速脫水干裂，與電極的接觸面積變小，致使電流迅速降低，脫水效果變差[21]；而厚度增加后，污泥中離子在陰陽(yáng)極板間運(yùn)動(dòng)的路程和阻力均變大，電阻隨著厚度增大而變大，則恒壓模式下電流減小，S2O82–不能被充分活化，對(duì)污泥絮體的破壞有限，且電流越小脫水時(shí)間越長(zhǎng)，脫水效果變差。

2.4 投藥量對(duì)污泥脫水效果的影響

稱取脫水污泥控制厚度為2cm，機(jī)械壓力為30.8kPa，電壓梯度為20V/cm，分別投加過(guò)硫酸鹽10mg/gDS、20mg/gDS、30mg/gDS、40mg/gDS、50mg/gDS、60mg/gDS，用定量蒸餾水溶解與脫水污泥混勻后放入裝置進(jìn)行實(shí)驗(yàn)，結(jié)果如圖6所示。

圖4 機(jī)械壓力對(duì)污泥脫水的影響

圖5 污泥厚度對(duì)污泥脫水的影響

由圖6分析，在投藥量小于30mg/gDS時(shí)，Wr隨著投藥量的增加而增加，在投藥量為30mg/g DS時(shí)Wr達(dá)到24.92%，泥餅理論含水率降至 63.27%。這是因?yàn)锳PS易溶于水，不穩(wěn)定易分解，在水中易發(fā)生水解反應(yīng)[22]，如式(4)～式(6)所示。

圖6 投藥量對(duì)污泥脫水的影響

反應(yīng)生成的NH4+和S2O82–通過(guò)電場(chǎng)作用在體系中自由移動(dòng)，增加了水的導(dǎo)電性，從而造成了電流的增加，電流的增加產(chǎn)生的熱效應(yīng)會(huì)導(dǎo)致污泥溫度升高，水的黏度降低[23]，脫水效果得到提高。

隨著反應(yīng)繼續(xù)進(jìn)行，電解水生成的H+使陽(yáng)極附近呈酸性，生成的OH–使陰極附近呈堿性，在酸性和中性條件下，體系中與有機(jī)物發(fā)生反應(yīng)的主要是SO4–·[24]，而在強(qiáng)堿性條件下，APS可以產(chǎn)生超氧自由基等（HO2·，O2–·），如式(7)所示[25]，并能進(jìn)一步誘導(dǎo)S2O82–產(chǎn)生SO4–·，同時(shí)SO4–·能與體系中的OH–反應(yīng)生成·OH，如式(8)所示[26]，此時(shí)與污泥發(fā)生反應(yīng)的主要是·OH。

這一點(diǎn)與Fe2+活化過(guò)硫酸鈉體系相比有明顯的差異，因?yàn)樵贔e2+在活化過(guò)硫酸鈉生成SO4–·的同時(shí)，過(guò)剩的Fe2+也會(huì)造成SO4–·的消耗，反應(yīng)如式(9)和式(10)所示[27]。

在反應(yīng)過(guò)程中Fe2+向Fe3+轉(zhuǎn)化，與陰極電解產(chǎn)生的OH–生成沉淀，引起污泥的電導(dǎo)率下降，而削弱過(guò)硫酸鹽的氧化能力，因此過(guò)硫酸銨與過(guò)硫酸鈉體系相比，氧化能力更強(qiáng)，體系中的SO4–·和·OH可以對(duì)污泥持續(xù)造成破壞，使脫水性能得到改善。

當(dāng)投藥量大于30mg/gDS時(shí)，則Wr隨著投藥量的增加而減小，脫水效果變差，因?yàn)橥端幜康脑黾訒?huì)造成體系中的NH4+增多，NH4+易與OH–反應(yīng)生成NH3，消耗體系中的S2O82–，從而影響污泥的脫水效果，如式(11)所示[28]。

另外，由實(shí)驗(yàn)結(jié)果發(fā)現(xiàn)當(dāng)APS投加量為60mg/gDS時(shí)，Wr由APS投加量為30mg/gDS時(shí)的24.92%下降至16.38%，脫水效果不理想。說(shuō)明在實(shí)驗(yàn)初始階段雖然控制了S2O82–的摩爾量與過(guò)硫酸鈉體系相同，但是由于上述APS與過(guò)硫酸鈉在電場(chǎng)環(huán)境中的活化機(jī)理和氧化作用有所差異，最終導(dǎo)致污泥脫水的效果和變化規(guī)律也有明顯區(qū)別，因此，需要進(jìn)一步對(duì)實(shí)驗(yàn)參數(shù)進(jìn)行優(yōu)化。

2.5 表面響應(yīng)法優(yōu)化結(jié)果分析

響應(yīng)面優(yōu)化通過(guò)計(jì)算機(jī)軟件Design-expert10.0來(lái)實(shí)現(xiàn)，參照Box-Benhnken中心組合原理進(jìn)行相關(guān)實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)[29]，以單因素實(shí)驗(yàn)作為基礎(chǔ)，電壓梯度、機(jī)械壓力、投藥量、污泥厚度作為自變量，Wr為檢測(cè)指標(biāo)，共進(jìn)行29組實(shí)驗(yàn)。變量的響應(yīng)行為采用二階經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ瓦M(jìn)行表征，因素水平編碼見(jiàn)表2。

對(duì)結(jié)果進(jìn)行回歸分析，建立二次回歸方程：Wr=39.84+4.76A+3.88B+1.29C+8.47D+3.02AB+0.01 AC+2.75AD+0.67BC+5.81BD+1.13CD–1.88A2+1.06 B2–2.17C2–6.66D2，方差分析及回歸系數(shù)顯著性檢驗(yàn)見(jiàn)表3。

本模型的F=8.51，p=0.0001（p＜0.05即可視為模型顯著[30]），而Prob＞F值為0.4341＞0.05，表明失擬項(xiàng)不顯著，總體說(shuō)明模型具有顯著性。而模型的決定系數(shù)R2=0.8948，表明實(shí)驗(yàn)的可信度和精確度高，4個(gè)自變量對(duì)響應(yīng)值Wr的影響可以通過(guò)二次方程進(jìn)行較好的模擬。響應(yīng)面優(yōu)化實(shí)驗(yàn)表明當(dāng)電壓梯度為24.97V/cm、機(jī)械壓力為35.95kPa、投藥量為39.81mg/gDS、污泥厚度為2.35cm時(shí)，Wr為57.60%，以優(yōu)化條件進(jìn)行了3次驗(yàn)證實(shí)驗(yàn)，結(jié)果如表4所示。

表2 實(shí)驗(yàn)因素和水平設(shè)計(jì)

表3 二次曲面模型的方差分析及回歸系數(shù)顯著性檢驗(yàn)

表4 優(yōu)化參數(shù)驗(yàn)證實(shí)驗(yàn)結(jié)果

由表4結(jié)果可知，泥餅的理論含水率與實(shí)際含水率存在偏差，原因是電滲透過(guò)程中產(chǎn)生的熱量使部分水分蒸發(fā)，而電解水的反應(yīng)也會(huì)造成水分的損失；另外，從泥餅中脫出的部分水分會(huì)滯留或黏附在裝置上。說(shuō)明電解和加熱對(duì)于污泥也起到了一定的干化作用，因而導(dǎo)致污泥理論含水率高于實(shí)際含水率。同時(shí)，在最佳工藝條件下Wr的實(shí)測(cè)平均值為52.59%，泥餅實(shí)際含水率均值（39.96%）與電滲透-過(guò)硫酸鈉體系優(yōu)化條件下泥餅的實(shí)際含水率（58.47%）相比，下降了18.51%[8]。而Wr的實(shí)測(cè)值與預(yù)測(cè)值相比最大相對(duì)誤差均不超過(guò)10%，說(shuō)明優(yōu)化得到的模型可以較好地預(yù)測(cè)實(shí)驗(yàn)結(jié)果。

利用Design-expert得到的曲面和等高線圖如圖7所示，各個(gè)因素對(duì)響應(yīng)值的影響以及相互間的交互作用可以通過(guò)曲面圖直觀的反應(yīng)[31]。

由圖7分析，污泥厚度與電壓梯度、投藥量均呈現(xiàn)出高度顯著的交互作用。隨著污泥厚度、電壓梯度和投藥量的增加，Wr均呈現(xiàn)出先增加后減小的趨勢(shì)，這與單因素的結(jié)論相一致，因此在以經(jīng)濟(jì)因素為前提的條件下，可以通過(guò)調(diào)整污泥厚度、電壓梯度和投藥量3個(gè)因素來(lái)改善和提高污泥的脫水效果。

圖7 各因素對(duì)污泥含水率降低率影響的曲面和等高線圖

2.6 蛋白質(zhì)和多糖分布對(duì)污泥脫水效果的影響

EPS中的蛋白質(zhì)和多糖對(duì)污泥的脫水性能有重要貢獻(xiàn)[32-33]，以表面響應(yīng)法的29組實(shí)驗(yàn)?zāi)囡灋閷?duì)象，使用Minitab軟件對(duì)各層蛋白質(zhì)、多糖和蛋白質(zhì)/多糖與Wr的相關(guān)性進(jìn)行了分析，結(jié)果如表5所示。

表5 污泥及其各層中蛋白質(zhì)、多糖和蛋白質(zhì)/多糖與Wr的Pearson相關(guān)系數(shù)

從結(jié)果中發(fā)現(xiàn)，各層EPS中的多糖與Wr未呈現(xiàn)顯著的相關(guān)性，但各層EPS中的蛋白質(zhì)則與Wr呈現(xiàn)出不同程度的相關(guān)性，因?yàn)榈鞍踪|(zhì)的含量會(huì)引起污泥表面負(fù)電荷的改變，對(duì)污泥的疏水性造成影響，進(jìn)而影響污泥的脫水性能[34-35]。其中，Wr與TB-EPS中的蛋白質(zhì)呈現(xiàn)顯著負(fù)相關(guān)（R= –0.473，p＜0.01），說(shuō)明TB-EPS對(duì)污泥脫水效果有顯著地影響，TB-EPS中蛋白質(zhì)/多糖與Wr的顯著性也說(shuō)明了這一點(diǎn)，因?yàn)門(mén)B-EPS覆蓋在細(xì)胞表面，給污泥絮體中大量的微生物提供了一層保護(hù)膜，而微生物通過(guò)水合作用束縛了大量的水分，令污泥難于脫水[36]。

同時(shí)，Wr與S-EPS和LB-EPS內(nèi)的蛋白質(zhì)呈現(xiàn)顯著正相關(guān)（R=0.500，p＜0.01；R=0.390，p＜0.05），電滲透和高級(jí)氧化的復(fù)合作用對(duì)脫水效果的影響是多方面的：一方面，反應(yīng)過(guò)程中復(fù)合作用會(huì)使TB-EPS分解轉(zhuǎn)化為L(zhǎng)B-EPS和S-EPS。由于S-EPS均勻的分布在液相中，更容易在脫水過(guò)程中隨自由水排出系統(tǒng)[37]，因此雖然S-EPS內(nèi)的蛋白質(zhì)與Wr呈現(xiàn)顯著正相關(guān)，但S-EPS對(duì)污泥脫水的影響并不重要；另一方面，LB-EPS由于其結(jié)構(gòu)高度多孔、能攜帶大量的束縛水，其含量較高時(shí)會(huì)將大量的束縛水帶入到污泥絮體中使脫水效果變差[38]，但是LB-EPS內(nèi)的蛋白質(zhì)與Wr呈現(xiàn)顯著正相關(guān)則從另一側(cè)面說(shuō)明TB-EPS破解后向LB-EPS轉(zhuǎn)化有利于污泥脫水。

3 結(jié)論

（1）電滲透-過(guò)硫酸銨氧化協(xié)同污泥脫水過(guò)程中，電壓梯度、APS投加量和污泥厚度均會(huì)對(duì)脫水效果造成影響，機(jī)械壓力的影響較小，污泥厚度和電壓梯度、APS投加量對(duì)Wr的交互作用高度顯著。

（2）利用表面響應(yīng)法對(duì)脫水參數(shù)進(jìn)行優(yōu)化，在電壓梯度為24.97V/cm、機(jī)械壓力35.95kPa、投藥量39.81mg/gDS、污泥厚度2.35cm時(shí)、電滲透-過(guò)硫酸銨氧化協(xié)同可以使污泥含水率從84.28 %降至40%以下，污泥的脫水性能得到改善。

（3）不同層EPS中蛋白質(zhì)含量與Wr呈顯著相關(guān)，TB-EPS的破解和細(xì)胞的破壞是提高脫水效果的關(guān)鍵所在，但在脫水過(guò)程中需要綜合考慮TB-EPS、S-EPS和LB-EPS對(duì)污泥脫水的影響，其中EPS中蛋白質(zhì)與污泥脫水的相關(guān)性有待于進(jìn)一步深入研究。

[1] 戴曉虎.我國(guó)城鎮(zhèn)污泥處理處置現(xiàn)狀及思考[J].給水排水，2012，38（2）：1-5.DAI X H.The present situation and consideration of municipal sludge disposal in China[J].Water & Wastewater Engineering，2012，38（2）：1-5.

[2] ZHAN T L，ZHAN X，LIN W，et al.Field and laboratory investigation on geotechnical properties of sewage sludge disposed in a pit at Changan landfill，Chengdu，China[J]. Engineering Geology，2014，170：24-32.

[3] FENG J，WANG Y L，JI X Y.Dynamic changes in the characteristics and components of activated sludge and filtrate during the pressurized electro-osmotic dewatering process[J].Separation and Purification Technology，2014，134：1-11.

[4] 董立文，汪誠(chéng)文，張鶴，等.電導(dǎo)率對(duì)城鎮(zhèn)污泥電滲透脫水效果的影響[J].中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2013，33（2）：209-214.DONG L W，WANG C W，ZHANG H，et al.Effect of conductivity on the performance of electro-dewatering of municipal sludge[J]. China Environmental Science，2013，33（2）：209-214.

[5] MAHMOUD A，OLIVIER J，VAXELAIRE J，et al.Electrical field: a historical review of its application and contributions in wastewater sludge dewatering[J].Water Research，2010，44（8）：2381-2407.

[6] GHARIBI H，SOWLAT M H，MAHVI A H，et al.Preformance evaluation of a bipolar electrolysis/electrocoagulation（EL/EC）reactor to enhance the sludge dewaterability[J].Chemosphere，2013，90（4）：1487-1494.

[7] ZHEN G Y，LU X Q，LI Y Y，et al.Innovative combination of electrolysis and Fe(Ⅱ)-activated persulfate oxidation for improving the dewaterability of waste activated sludge[J].Bioresource Technology，2013，136：654-663.

[8] 李亞林，劉蕾，張毅，等.電滲透/Fe-過(guò)硫酸鹽氧化協(xié)同強(qiáng)化污泥深度脫水[J].化工學(xué)報(bào)，2016，67（9）：4013-4019.LI Y L，LIU L，ZHANG Y，et al.Coordination of electro-osmotic and Fe-persulfate oxidation process on sewage sludge deep-dewatering[J].CIESC Journal，2016，67（9）：4013-4019.

[9] 李社鋒，王文坦，邵雁，等.活化過(guò)硫酸鹽高級(jí)氧化技術(shù)的研究進(jìn)展及工程應(yīng)用[J].環(huán)境工程，2016，34（9）：171-174.LI S F，WANG W T，SHAO Y，et al.Progress in advanced oxidation technology of activated persulfate and its engineering application[J].Environmental Engineering，2016，34（9）：171-174.

[10] LI Y L，LIU J W，CHEN J Y，et al.Reuse of dewatered sewage sludge conditioned with skeleton builders as landfill covermaterial[J].International Journal of Environmental Science and Technology，2014，11（1）：233-240.

[11] 國(guó)家質(zhì)量監(jiān)督檢驗(yàn)檢疫總局，中國(guó)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)化管理委員會(huì).城市污水處理廠污泥檢驗(yàn)方法：CJ/T221—2005 [S].北京：中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社，2005.General Administration of Quality Supervision，Inspection and Quarantine of the People’s Republic of China，Standardization Administration of the People’s Republic of China.Determination method for municipal sludge in wastewater treatment plant：CJ/ T221—2005[S].Beijing：Standards Press of China，2005.

[12] 袁冬琴，王毅力.活性污泥胞外聚合物（EPS）的分層組分及其理化性質(zhì)的變化特征研究[J].環(huán)境科學(xué)，2012，33（10）：3522-2528.YUAN D Q，WANG Y L.Study on the stratification components of extracellular polymeric substances（EPS）in activated sludge and their variation characteristics in physicochemical properties[J]. Environmental Science，2012，33（10）：3522-2528.

[13] 劉陽(yáng)，程潔紅.不同固含量城市污泥的電化學(xué)預(yù)處理工藝研究[J].水處理技術(shù)，2016，42（7）：126-129.LIU Y，CHENG J H.Application of electrochemical pretreatment of different solid content of municipal sewage sludge[J].Technology of Water Treatment，2016，42（7）：126-129.

[14] PELLICER-NàCHER C，DOMINGO-FéLEZ C，MUTLU A G，et al.Critical assessment of extracellular polymeric substances extraction methods from mixed culture biomass[J].Water Research，2013，47（15）：5564-5574.

[15] 王淑瑩，何岳蘭，李夕耀，等.不同活性污泥胞外聚合物提取方法優(yōu)化[J].北京工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2016，42（4）：569-576.WANG S Y，HE Y L，LI X Y，et al.Optimization of extracellular polymeric substance extraction method of different sludge[J].Journal of Beijing University of Technology，2016，42（4）：569-576.

[16] LI X Y，YANG S F.Influence of loosely bound extracellular polymeric substances（EPS）on the flocculation，sedimentation and dewaterability of activated sludge[J].Water Research，2007，41（5），1022-1030.

[17] TAN C，GAO N，DENG Y，et al. Heat-activated persulfate oxidation of diuron in water[J].Chemical Engineering Journal，2012，203（5）：294-300.

[18] SAVEYN H，CURVERS D，PEL L，et al.In situ determination of solidosity profiles during activated sludge electrodewatering[J].Water Research，2006，40：2135-2142.

[19] 榮亞運(yùn)，師林麗，張晨，等.熱活化過(guò)硫酸鹽氧化去除木質(zhì)素降解產(chǎn)物[J].化工學(xué)報(bào)，2016，67（6）：2618-2624.RONG Y Y，SHI L L，ZHANG C，et al.Oxidation of lignin-degradation products by heat-activated persulfate[J].CIESC Journal，2016，67（6）：2618-2624.

[20] OLIVIER J，MAHMOUD A，VAXELAIRE J，et al.Electro-dewatering of anaerobically digested and activated sludges：an energy aspect analysis[J]. Drying Technology，2014，32（9）：1091-1103.

[21] MAHMOUD A，OLIVER J，VAXELAIRE J，et al. Electro-dewatering of wastewater sludge：influence of the operating conditions and their interactions effects[J].Water Research，2011，45（9）：2795-2810.

[22] 楊德敏，王兵，李永濤，等.過(guò)硫酸銨氧化處理高濃度含硫廢水的研究[J].石油化工，2012，41（1）：87-91.YANG D M，WANG B，LI Y T，et al.Treatment of high concentration sulfide wastewater by ammonium persulfate oxidation method[J]. Petrochemical Technology，2012，41（1）：87-91.

[23] CITEAU M，LARUE O，VOROBIEU E.Influence of salt，pH and polyelectrolyte on the pressure electro-dewatering of sewage sludge[J].Water Research，2011，45（6）：2167-2180.

[24] LIANG C J，LEE I L，HSU I Y，et al.Persulfate oxidation of trichloroethylene with and without iron activation in porous media[J].Chemosphere，2008，70（3）：426-435.

[25] FURMAN O S，TEEL A L，WATTS R J.Mechanism of base activation of persulfate[J].Environmental Science＆Technology，2010，44（16）：6423-6428.

[26] FURMAN O S，TEEL A L，AHMAD M，et al.Effect of basicity on persulfate reactivity[J].Journal of Environmental Engineering，2011，137（4）：241-247.

[27] ZHEN G，LU X，WANG B，et al. Synergetic pretreatment of waste activated sludge by Fe(Ⅱ)-activated persulfate oxidation under mild temperature for enhanced dewaterability[J].Bioresource Technology，2012，124：29-36.

[28] 肖紅霞，李任，杜冬云.氧化氨浸工藝回收硫化砷渣中的銅[J].環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2016，10（2）：893-897.XIAO H X，LI R，DU D Y.Recovery of copper from arsenic sulfide residue by oxidizing ammonium leaching[J].Chinese Journal of Environmental Engineering，2016，10（2）：893-897.

[29] FERREIRA S L C，BRUNS R E，F(xiàn)ERREIRA H S.Box-Behnken design：an alternative for the optimization of analytical methods[J].Analytica Chimica Acta，2007，597（2）：179-86.

[30] MONTGOMERY D C.Design and analysis of experiments[M].8th ed.New York：John Wiley & Sons Inc.，2013：486-487.

[31] 唐海，沙俊鵬，劉桂中，等.Fe(Ⅱ) 活化過(guò)硫酸鹽氧化破解剩余污泥的實(shí)驗(yàn)研究[J].化工學(xué)報(bào)，2015，66（2）：785-792.TANG H，SHA J P，LIU G Z，et al.Experimental research on persulfate activated by Fe(Ⅱ) for oxidation and disintegration of excess sludge[J].CIESC Journal，2015，66（2）：785-792.

[32] 何培培，余光輝，邵立明，等.污泥中蛋白質(zhì)和多糖的分布對(duì)脫水性能的影響[J].環(huán)境科學(xué)，2008，29（12）：3457-3461.HE P P，YU G H，SHAO L M，et al.Effect of proteins and polysaccharides in sewage sludge on dewaterability[J]. Environmental Science，2008，29（12）：3457-3461.

[33] ZHEN G Y，LU X Q，ZHAO Y C，et al.Enhanced dewaterability of sewage sludge in the presence of Fe(Ⅱ)-activated persulfate oxidation[J].Bioresource Technology，116：259-265.

[34] SHI Y F，YANG J K，Yu W B，et al.Synergetic conditioning of sewage sludge via Fe2+/persulfate and skeleton builder：effect on sludge characteristics and dewaterability[J].Chemical Engineering Journal，2015，270：572-581.

[35] 李娟英，王肖穎，解滿俊，等.磺胺和四環(huán)素類抗生素對(duì)活性污泥性能的影響[J].環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2014，8（2）：573-580.LI J Y，WANG X Y，XIE M J，et al.Effect of sulfonamides and tetracycline antibiotics on performance of activated sludge[J].Chinese Journal of Environmental Engineering，2014，8（2）：573-580.

[36] SU X Y，TIAN Y，LI H，et al.New insights into membrane fouling based on characterization of cake sludge and bulk sludge：an especial attention to sludge aggregation[J].Bioresource Technology，2013，128：586-592.

[37] LI H S，WEN Y，CAO A S，et al.The influence ofadditives（Ca2+，Al3+，and Fe3+）on the interaction energy and loosely bound extracellular polymeric substances（EPS） of activated sludge and their flocculation mechanisms[J].Bioresource Technology，114：188-194.

[38] YANG S F，LI X Y.Influences of extracellular polymeric substances（EPS）on the characteristics of activated sludge under non-steady-state conditions[J].Process Biochemistry，2009，44（1）：91-96.

Coordination of electro-osmosis and ammonium persulfate on sewage sludge deep-dewatering

LI Yalin，LIU Lei，HOU Jinjin，LIU Xiaotong，HAN Ningning
（Department of Resources and Environment，Henan Institute of Engineering，Zhengzhou 451191，Henan，China）

Dewatered sewage sludge from sewage treatment plant was studied by self-made experimental reactor dewatering based on electro-osmotic-ammonium persulfate oxidation process which is influenced by the voltage gradient，mechanical pressure，dewatered sewage sludge thickness and persulfate dosage. Furthermore，response surface methodology has been applied according to the Box-Benhnken center-united experimental design principle to optimize parameters of electro-osmotic dewatering as a response index to indicate the reduction ratio of sludge water content. Meanwhile，the effect of constituent and distribution of extracellular polymeric substance on electroosmotic dewatering behavior of sludge was investigated. The results showed that the dewaterability can be improved by the combined of electro-osmosis-ammonium persulfate oxidation process. The combined effects of the dewatered sewage sludge thickness & voltage gradient and the sludge thickness & persulfate dosage are significant. The water content can be reduced to below 40% with voltage gradient of 24.97 V/cm，mechanical pressure of 35.95 kPa，persulfate dosage of 39.81 mg/g DS，sludge thickness of 2.35 cm. The protein content in extracellular polymeric substance is significantly correlated with the final water content of sludge after electro-osmotic- ammonium persulfate oxidation dewatering process.

electro-osmosis；ammonium persulfate；oxidation；waste treatment；sewage sludge；dewatering

X705

：A

：1000–6613（2017）05–1919–08

10.16085/j.issn.1000-6613.2017.05.046

2016-11-09；修改稿日期：2017-01-11。

河南省科技攻關(guān)項(xiàng)目（162102310402）、鄭州市科技攻關(guān)項(xiàng)目（20150237）及河南工程學(xué)院博士基金項(xiàng)目（D2015008）。

及聯(lián)系人：李亞林（1984—），男，講師，主要研究方向?yàn)楣腆w廢物處理處置與資源化。E-mail：li_ya_lin@haue.edu.cn。