韋婷婷，王先愷，詹詠，陳思思，董濱

（1 同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，上海 200092；2 上海理工大學(xué)環(huán)境與建筑學(xué)院，上海 200093；3 中國長江三峽集團(tuán)有限公司長江生態(tài)環(huán)境工程研究中心，北京 100038）

隨著城鎮(zhèn)污水管網(wǎng)系統(tǒng)建設(shè)的完善和污水量的與日俱增，基于活性污泥法處理市政污水所產(chǎn)生的剩余污泥量也大幅增加。截至2019 年底，我國累計(jì)有污水處理廠約10000座，污水處理量達(dá)到2.2×10m3/d，年剩余污泥產(chǎn)量達(dá)到了數(shù)千萬噸，對(duì)其進(jìn)行減量化處理至關(guān)重要。污泥原位減量可從源頭上減少剩余污泥的體積，從而降低其在后續(xù)濃縮、運(yùn)輸、調(diào)理、脫水等處理處置過程的成本和能耗，是具有前景的污泥處理技術(shù)。

臭氧氧化污泥減量技術(shù)利用溶胞-隱性生長原理，可促使懸浮固體分解、顆粒組分增溶和微生物胞內(nèi)可溶性有機(jī)物大量釋出，將其回流至生物反應(yīng)池可被系統(tǒng)內(nèi)微生物利用，從而達(dá)到原位減量的目的。Yasui 等在1994 年首次提出向活性污泥法曝氣池中回流臭氧氧化后的污泥（臭氧旁路處理）可使剩余污泥量減少1/3，后來的大量研究也證實(shí)臭氧氧化可應(yīng)用于污泥減量，并在中試規(guī)模和實(shí)際應(yīng)用中取得了一定的成效。本文作者團(tuán)隊(duì)在前期研究中發(fā)現(xiàn)臭氧含量為75mg/g、污泥齡為10 天條件下的臭氧旁路處理為適宜的工藝條件，此時(shí)系統(tǒng)出水水質(zhì)良好，剩余污泥減量12%，生物污泥沉降與脫水性能未受明顯影響。為了進(jìn)一步節(jié)省臭氧氧化污泥的成本、促進(jìn)該工藝的工程化應(yīng)用，提高臭氧氧化效率十分重要。

臭氧催化氧化是利用均相或非均相催化劑強(qiáng)化臭氧氧化過程，其中Mn作為均相催化劑可以促進(jìn)臭氧分解生成·OH或與有機(jī)物結(jié)合形成絡(luò)合物提高臭氧化過程的氧化能力，目前已廣泛應(yīng)用于污水處理、冶金工業(yè)等領(lǐng)域。Zhou等利用Mn/HO/O催化氧化處理大分子有機(jī)物降解形成的乙酸，相比于采用單一臭氧化或Mn/O、HO/O處理，降解率顯著。Li 等利用Mn/O預(yù)處理氰化尾礦發(fā)現(xiàn)，Mn被氧化成高價(jià)錳離子能提高反應(yīng)速率并促進(jìn)臭氧氧化。林肯利用Mn/O處理石化廢水的研究得出，在酸性條件下錳離子更易促進(jìn)臭氧分解羥基自由基提高氧化效果?？梢娋啻呋粞跹趸娠@著提升臭氧的氧化能力，在單一液相中對(duì)難降解有機(jī)污染物或有毒有害物質(zhì)的氧化降解效果明顯。由于Mn是污水處理系統(tǒng)中常見的金屬之一，毒性較低，也是參與微生物生命活動(dòng)必需的微量元素，將Mn/O催化氧化用于對(duì)活性污泥的預(yù)處理有望提升臭氧氧化污泥的效率，降低臭氧用量，進(jìn)一步強(qiáng)化臭氧氧化污泥減量，然而目前并沒有相關(guān)研究。此外，活性炭和活性焦也被報(bào)道為常用催化劑，在提升臭氧氧化污泥的效率上也具有一定潛力。

本研究基于臭氧氧化污泥溶胞技術(shù)，通過添加各催化劑活性炭、活性焦和Mn強(qiáng)化臭氧氧化效果，鑒別較適宜催化劑，并探究其催化臭氧氧化對(duì)活性污泥溶胞碳源釋放以及有機(jī)組分遷移轉(zhuǎn)化的影響，進(jìn)一步揭示活性污泥中其催化臭氧氧化機(jī)理，為后續(xù)基于臭氧旁路處理的污泥原位減量工藝的優(yōu)化提供新的思路和理論支持。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)所用的活性污泥取自上海市某污水處理廠曝氣池，樣品取回后置于4℃冰箱，其基本理化性質(zhì)的測(cè)定在樣品恢復(fù)常溫時(shí)進(jìn)行?；钚晕勰嗟幕旌弦簯腋」腆w濃度（MLSS）為2275～2570mg/L，混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度（MLVSS）/MLSS 為78%～81%，pH 為6.98～7.10。實(shí)驗(yàn)過程中所用的試劑均為分析純，其中均相催化劑選擇Mn，采用MnCl·4HO 粉末配制含Mn濃度為1mol/L 的儲(chǔ)備液，實(shí)驗(yàn)時(shí)取相應(yīng)量加入到活性污泥中攪拌均勻。非均相催化劑選擇活性炭和活性焦，實(shí)驗(yàn)時(shí)稱量適量取用。

1.2 實(shí)驗(yàn)裝置與方法

采用有效容積為2L 的臭氧催化氧化反應(yīng)器為反應(yīng)主體，反應(yīng)裝置如圖1所示。裝置主要由臭氧發(fā)生器、臭氧催化氧化接觸反應(yīng)器和尾氣吸收裝置組成。其中臭氧發(fā)生器（青島愛康環(huán)保科技有限公司）設(shè)有臭氧氣體分析儀和流量計(jì)，可實(shí)時(shí)檢測(cè)臭氧濃度和產(chǎn)氣流量。臭氧催化氧化接觸反應(yīng)器底部設(shè)有微孔曝氣頭，頂部設(shè)連接管與尾氣吸收裝置相連接。吸收液為碘化鉀（KI）溶液，最終參與反應(yīng)的臭氧總量由進(jìn)氣量減去尾氣吸收量衡算所得。

圖1 催化臭氧氧化實(shí)驗(yàn)裝置運(yùn)行示意圖

實(shí)驗(yàn)過程分為單因素實(shí)驗(yàn)和機(jī)理探究兩部分。單因素實(shí)驗(yàn)設(shè)定臭氧投加總量為75mgO/gVSS（氣體流量設(shè)為1L/min，臭氧質(zhì)量濃度設(shè)為40mg/L，通入時(shí)間以污泥MLVSS 計(jì)），此劑量依據(jù)本文作者課題組前期研究而定，均相催化劑Mn和非均相催化劑活性炭、活性焦投加量根據(jù)文獻(xiàn)[15-17]分別設(shè)置9組進(jìn)行梯度投加，具體投加量如表1所示，每組設(shè)置3 個(gè)平行。機(jī)理探究部分根據(jù)單因素實(shí)驗(yàn)結(jié)果最終選擇Mn為催化劑，最佳投加量為1.5mmol/L。以原泥作為空白組，以單獨(dú)投加臭氧作為實(shí)驗(yàn)對(duì)照組，對(duì)反應(yīng)后污泥相關(guān)性質(zhì)進(jìn)行測(cè)定并探究Mn催化臭氧化污泥溶胞的機(jī)理。

表1 三種催化劑的投加量設(shè)置

1.3 分析方法

（1）常規(guī)指標(biāo) 溶解性化學(xué)需氧量（SCOD）采用離心法預(yù)處理，反應(yīng)后的混合液在4500r/min的條件下，離心10min取上清液過0.45μm濾膜后，按照國家環(huán)境保護(hù)總局推薦的重鉻酸鉀法測(cè)定；膠態(tài)分散穩(wěn)定性（ζ-電位） 采用zeta 電位儀（Malvern Zetasizer Nano ZS90）測(cè)定；污泥胞外聚合物（extracellular polymeric substance，EPS）的提取具體參考Liang 等的研究，其中緊密黏附EPS層（TB-EPS）的提取為避免破壞蛋白質(zhì)的二級(jí)結(jié)構(gòu)采取陽離子交換樹脂（CER）法；EPS中溶解性多糖（polysaccharide）、蛋白質(zhì)（protein）和腐殖質(zhì)（humic）分別采用硫酸-蒽酮比色法、BCA（bicinchonininc acid）法和改良lowry 法通過酶標(biāo)儀（Epoch）測(cè)定，含量均以MLVSS 計(jì)；·OH 的產(chǎn)量采用叔丁醇捕獲-乙酰丙酮分光光度法測(cè)定。

（2）泥質(zhì)指標(biāo) 污泥樣品的MLSS 的測(cè)定采用重量法，MLVSS 通過馬弗爐進(jìn)行測(cè)定，pH 和溫度通過便攜式測(cè)定儀測(cè)定；污泥比阻（specific resistance of sludge, RSF） 和 毛 細(xì) 吸 水 時(shí) 間（capillary water absorption time,CST）分別采用抽濾法和便攜式CST 測(cè)定儀（TYPE304M）測(cè)定；污泥粒徑通過激光粒度儀（LA-960V2）進(jìn)行測(cè)定；污泥表面元素價(jià)態(tài)表征（XPS）利用儀器（Thermo Fisher Scientific EscaLab 250Xi）檢測(cè)完成。

其中，污泥溶胞碳源釋放的效果用ΔSCOD 表征，即溶解性化學(xué)需氧量變化值，用式(1)計(jì)算。

式中，SCOD為實(shí)驗(yàn)處理前污泥上清液中SCOD的質(zhì)量濃度，mg/L；SCOD為實(shí)驗(yàn)處理時(shí)刻后污泥上清液中SCOD的質(zhì)量濃度，mg/L。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同催化劑及投加量對(duì)催化臭氧氧化污泥碳源釋放的影響

圖2為添加不同劑量活性炭、活性焦和Mn條件下臭氧氧化污泥碳源釋放情況?；钚蕴亢突钚越咕哂休^大的比表面積和較復(fù)雜的孔隙結(jié)構(gòu)，表面具有羥基等含氧官能團(tuán)和吡咯、吡啶、吡啶酮等含氮官能團(tuán)，具有催化氧化功能。由圖2可知，活性炭催化臭氧氧化效果與投加量呈反比例關(guān)系，且與單獨(dú)臭氧氧化相比無促進(jìn)胞溶作用；而活性焦催化臭氧氧化作用隨投加量的變化波動(dòng)較大，與單獨(dú)臭氧化相比無明顯優(yōu)勢(shì)，故上述兩種催化劑不作優(yōu)選。

圖2 不同催化劑及投加量催化臭氧氧化污泥碳源釋放的效果

進(jìn)一步由圖2可知，添加不同濃度的Mn對(duì)污泥碳源釋放的影響明顯。單獨(dú)通入臭氧時(shí)，ΔSCOD 的值為19mg/L。這是由于臭氧作為強(qiáng)氧化劑，在與污泥接觸時(shí)首先作用于活性污泥細(xì)胞的細(xì)胞膜，使其破裂或溶解胞內(nèi)物質(zhì)溶出釋放至上清液中增加了SCOD 的濃度。在臭氧氧化過程中添加Mn后，污泥碳源的釋放量增加，表明Mn催化臭氧氧化對(duì)胞溶起到了積極的促進(jìn)作用，且作用效果在一定范圍內(nèi)與Mn濃度成正相關(guān)關(guān)系。進(jìn)一步地，當(dāng)Mn濃度為0～1.25mmol/L 時(shí)，ΔSCOD 濃度呈緩慢上升的趨勢(shì)，在Mn濃度為0.5mmol/L 時(shí)，污泥碳源的釋放率約為單獨(dú)通入臭氧的2 倍。當(dāng)Mn濃度為1.5mmol/L 時(shí)，污泥碳源釋放由47mg/L ΔSCOD迅速增加到76mg/L ΔSCOD，為單獨(dú)通入臭氧的4倍，再增加Mn濃度，ΔSCOD呈先下降后上升的趨勢(shì)。猜測(cè)催化臭氧氧化污泥溶胞過程除了直接氧化外，還會(huì)促進(jìn)產(chǎn)生·OH 等活性基團(tuán)氧化以及形成的高價(jià)錳離子的間接氧化過程等，使得胞內(nèi)物質(zhì)大量溶出。

綜合考慮三種催化劑催化氧化污泥碳源釋放效果，研究選擇Mn為最佳催化劑，考慮過量Mn投加帶來的成本以及對(duì)處理后污泥回流至連續(xù)性運(yùn)行工藝的影響，選擇最佳投加量為1.5mmol/L，并進(jìn)一步探究其具體溶胞作用和機(jī)理。

2.2 污泥絮體胞外聚合物（EPS）溶解性有機(jī)物的遷移和轉(zhuǎn)化

研究表明，臭氧氧化和催化臭氧氧化屬于高級(jí)氧化反應(yīng)，溶解性有機(jī)物可以通過反應(yīng)過程中的化學(xué)降解和礦化在EPS層發(fā)生遷移和轉(zhuǎn)化，由此EPS中的溶解性蛋白、多糖和腐殖質(zhì)的含量和分布也會(huì)隨之改變?；?.1節(jié)的數(shù)據(jù)，以原泥為空白組、O組為對(duì)照組來探究最佳投加量1.5mmol/L Mn催化臭氧氧化對(duì)污泥中有機(jī)組分遷移和分布的影響，具體分析其在污泥胞外聚合物結(jié)構(gòu)緊密黏附的EPS層（tightly bonded EPS layer, TB-EPS）、松散附著的EPS層（loosely bond EPS layer,LB-EPS）和黏液層（soluble EPS layer,S-EPS）的含量分布情況，研究結(jié)果見圖3和圖4。

由圖3(d)可知，與空白組相比，O組和O+Mn組污泥EPS 層主要有機(jī)組分含量大幅度增加，分別為空白組的1.44 倍和2.74 倍，進(jìn)一步驗(yàn)證了O+Mn對(duì)污泥的破胞以及絮體的破壞作用。具體來看，溶解性蛋白質(zhì)含量的增加最為顯著[圖3(a)]，總量由空白組的71.31mg/g增加至O組的137.03mg/g和O+Mn組的318.81mg/g，且在各層均呈顯著梯度增加的趨勢(shì)，S-EPS 層尤為明顯。說明經(jīng)處理后，一方面氧化作用使細(xì)胞破裂胞內(nèi)物質(zhì)大量溶出；另一方面O+Mn組可能由于Mn對(duì)混合液中蛋白類有機(jī)物的螯合作用增加了EPS 層的蛋白總量。腐殖質(zhì)的含量變化[圖3(c)]與蛋白質(zhì)有一定的相似性，三組腐殖質(zhì)總量分別為2.87mg/g、5.06mg/g和10.39mg/g，其中O+Mn組中LB-EPS 層腐殖質(zhì)增加含量最為顯著，約為空白組的10 倍。溶解性多糖的含量變化[圖3(b)]較為平穩(wěn)，但O+Mn組中總多糖含量較空白組有下降，約減少13mg/g MLVSS，主要體現(xiàn)在TB-EPS層。

圖3 空白組、O3組和O3+Mn2+組污泥絮體EPS中有機(jī)組分的含量

進(jìn)一步由圖4可知，Mn催化臭氧氧化和單獨(dú)臭氧氧化對(duì)污泥EPS中主要有機(jī)組分的組成分布產(chǎn)生了較為顯著的影響。三組的溶解性蛋白占總有機(jī)組分的比例分別為51.66%、69.05%和83.92%，多糖占比為46.27%、28.38%和13.34%，腐殖質(zhì)占比為2.08%、2.55%和2.74%。由此可知，總?cè)芙庑缘鞍踪|(zhì)的分布變化最為明顯，O+Mn組與O組相比增加了14.87%，與空白組相比增加了32.26%。總腐殖質(zhì)分布情況與蛋白質(zhì)相似，呈逐漸增加的趨勢(shì)。總?cè)芙庑远嗵欠植稼厔?shì)則相反，占比下降，空白組分別為O組和O+Mn組的1.6 倍和3.5 倍。多糖是EPS層的骨架，催化氧化處理較大地改變了活性污泥EPS層組分含量和分布，對(duì)其結(jié)構(gòu)可能有一定程度的破壞，導(dǎo)致總多糖含量發(fā)生變化。

圖4 空白組、O3組和O3+Mn2+組污泥絮體EPS中有機(jī)組分的組成分布

2.3 不同處理后污泥樣品的基本性質(zhì)

污泥比阻（RSF）和毛細(xì)吸水時(shí)間（CST）是衡量污泥脫水性能的指標(biāo)，污泥比阻越大、毛細(xì)吸水時(shí)間越長，表明污泥的脫水性能越差。zeta電位可用來評(píng)價(jià)離子分散體系的穩(wěn)定性，zeta電位絕對(duì)值越小，體系越趨向于凝結(jié)或凝聚。污泥顆粒通常表面帶有負(fù)電荷，會(huì)吸附帶有正電荷的離子并進(jìn)一步與水分子結(jié)合，增強(qiáng)污泥的蓄水性，故zeta 值的變化會(huì)影響活性污泥的基本性質(zhì)。

空白組、O組和O+Mn組的污泥比阻、毛細(xì)吸水時(shí)間和zeta 電位結(jié)果如圖5所示。與空白組相比，O組和O+Mn組的污泥比阻均略有增加，但增加幅度較??；與O組相比，O+Mn組污泥比阻稍有下降，表明Mn催化臭氧氧化對(duì)于污泥脫水性能的改善程度較小。三組的污泥毛細(xì)吸水時(shí)間分別為14.3s、15.1s和15.3s，與比阻的變化趨勢(shì)較為一致。污泥的脫水性能和EPS含量組成和分布有較強(qiáng)的相關(guān)性，尤其與EPS 層的蛋白和多糖的含量有關(guān)，結(jié)合2.2節(jié)的討論，O組和O+Mn組污泥脫水性能的下降與前人的研究成果相符，但O+Mn組S-EPS層的蛋白質(zhì)含量大幅度增加卻沒有造成脫水性能的嚴(yán)重惡化可能是由于其多糖含量的下降。

由圖6中三組污泥粒徑的變化情況可知，經(jīng)臭氧氧化和Mn催化臭氧氧化后，直徑范圍為10～40μm 的粒徑頻度降低，污泥粒徑整體趨向于增大，這與zeta 電位值的變化有很強(qiáng)的相關(guān)性。圖5 中zeta 電 位 絕 對(duì) 值 分 別 為(-17.8±0.38)mV、(-13.4±0.42)mV 和(-12.4±0.06)mV。結(jié)果表明，經(jīng)臭氧氧化后，污泥顆粒間靜電斥力變小，而Mn作為金屬離子本身帶有正電荷且對(duì)有機(jī)物分子具有一定的螯合作用，因此催化臭氧氧化后的污泥較單獨(dú)臭氧氧化穩(wěn)定性更低，污泥粒徑趨向于絮凝，導(dǎo)致污泥粒徑整體增大。這在一定程度上可能改善文獻(xiàn)中提到的臭氧氧化污泥破解導(dǎo)致的污泥絮凝沉降性能下降、出水SS略有上升的問題。

圖5 空白組、O3組和O3+Mn2+組污泥比阻、毛細(xì)吸水時(shí)間和zeta電位對(duì)比

圖6 空白組、O3組和O3+Mn2+組污泥粒徑的分布示意圖

綜合而言，Mn催化臭氧氧化污泥提高了溶胞率，使其在臭氧低劑量通入條件下達(dá)到高劑量臭氧氧化的效果的同時(shí)改善污泥沉降絮凝性能；高效氧化劑在應(yīng)用于系統(tǒng)運(yùn)行時(shí)還可進(jìn)一步去除臭氧難降解有機(jī)物，提高出水水質(zhì)，與單獨(dú)臭氧化相比有一定優(yōu)勢(shì)，具體可行性方案有待下一步連續(xù)性工藝運(yùn)行研究。

2.4 Mn2+催化臭氧氧化混合相活性污泥的機(jī)理

臭氧與有機(jī)物反應(yīng)的途徑分為兩種：直接氧化和間接氧化。前者為臭氧分子直接與有機(jī)物中的不飽和鍵反應(yīng)，后者為臭氧在分解過程中會(huì)生成如羥基自由基（·OH）、過氧自由基離子（·O）、超氧自由基離子（·O）等活性自由基與有機(jī)物發(fā)生反應(yīng)，其中·OH 是引發(fā)鏈?zhǔn)介g接反應(yīng)的產(chǎn)物和主要活性物質(zhì)。Mn作為均相催化劑參與臭氧氧化過程對(duì)促進(jìn)污泥溶胞的機(jī)理猜想如圖7所示，分別為促進(jìn)臭氧氧化過程中羥基自由基的生成和被污泥或胞溶物吸附形成有機(jī)螯合物后進(jìn)一步提高臭氧氧化效率。

圖7 Mn2+催化臭氧氧化污泥溶胞機(jī)理示意

研究通過用叔丁醇（BuOH）來確定臭氧氧化和催化臭氧氧化過程中·OH的產(chǎn)量。叔丁醇與水互溶，具有較高的·OH反應(yīng)速率常數(shù)[=6×10L/(mol·s)]，并且?guī)缀醪慌c臭氧反應(yīng)[=1×10L/(mol·s)]，故加入過量的叔丁醇使其捕獲·OH 的速率遠(yuǎn)超污水能夠捕獲·OH 的總反應(yīng)速率。通過測(cè)定叔丁醇與·OH反應(yīng)生成的穩(wěn)定產(chǎn)物甲醛來間接測(cè)定·OH的產(chǎn)量，在臭氧氧化體系中根據(jù)經(jīng)驗(yàn)法則·OH 的產(chǎn)量為甲醛的2倍，再利用乙酰丙酮分光光度法測(cè)定甲醛的產(chǎn)量。O組和O+Mn組·OH 產(chǎn)量隨臭氧通入時(shí)間的變化如圖8所示，在兩組實(shí)驗(yàn)中，隨著臭氧通入時(shí)間的延長即臭氧通入總量的增加，·OH 的產(chǎn)量逐漸增加。其中，O組·OH 產(chǎn)量增加趨勢(shì)先快后慢最后趨于平緩，維持在(1.15±0.013)μmol 的水平。與O組相比，O+Mn組在臭氧通入30s 時(shí)的·OH 產(chǎn)量為1.021μmol，約為O組同時(shí)刻的2倍，說明Mn的加入在反應(yīng)初期能迅速誘導(dǎo)臭氧分解通過一系列反應(yīng)產(chǎn)生·OH；隨著臭氧通入時(shí)間的延長，·OH的產(chǎn)量呈螺旋式上升趨勢(shì)，在(1.40±0.05)μmol波動(dòng)。整體而言，O+Mn組·OH產(chǎn)量隨時(shí)間變化均高于O組，為O組的1.15～1.74倍，表明Mn催化氧化促進(jìn)污泥碳源釋放的機(jī)理之一為通過誘導(dǎo)O分解提高·OH產(chǎn)量促進(jìn)間接氧化過程。

圖8 O3組和O3+Mn2+組·OH產(chǎn)量對(duì)比

進(jìn)一步地，鑒于Mn可能被臭氧氧化成更高價(jià)態(tài)的Mn、Mn和Mn，其具有更高的氧化有機(jī)物的能力，推測(cè)還會(huì)發(fā)生的反應(yīng)見式(2)～式(5)。

根據(jù)O+Mn組上清液微微呈棕黃色也初步證實(shí)了這一點(diǎn)。圖9 是臭氧催化氧化反應(yīng)過程后Mn 2p軌道的XPS圖譜。催化劑的Mn 2p的峰出現(xiàn)在653.56eV 附近，Mn 2p的峰是由Mn、Mn和Mn的混合價(jià)態(tài)形成的峰混合而成，其峰值分別出現(xiàn)在641.1eV、642.62eV 和645.91eV 附近。由此可知在高級(jí)催化氧化反應(yīng)過程中出現(xiàn)了+3 價(jià)和+4 價(jià)的錳離子，Mn占主要比例，Mn與Mn、Mn的積分比例分別為75.4%和67.5%。由此可知，反應(yīng)過程中存在高價(jià)錳離子對(duì)催化臭氧化效果的強(qiáng)化作用。

圖9 催化劑Mn2+經(jīng)臭氧催化后的Mn 2p XPS圖譜

3 結(jié)論

（1）Mn催化臭氧氧化污泥可促進(jìn)污泥碳源的釋放，促進(jìn)效果與Mn添加量呈正相關(guān)，綜合考慮較佳投加量為1.5mmol/L。

（2）Mn催化促進(jìn)臭氧氧化效果主要是通過誘導(dǎo)臭氧分解促進(jìn)·OH 的生成，其次還存在高價(jià)錳離子的強(qiáng)化氧化作用。

（3）Mn催化臭氧氧化對(duì)EPS中主要有機(jī)物的遷移轉(zhuǎn)化影響較為顯著，尤其促進(jìn)污泥胞內(nèi)蛋白質(zhì)的釋放，但整體對(duì)污泥的基本理化性質(zhì)影響較小，基本與單獨(dú)臭氧氧化維持在同一水平，對(duì)后續(xù)應(yīng)用于污泥原位減量連續(xù)性工藝有較大的可行性和實(shí)際意義。