工程科学学报，第37卷，第10期：1387-1395,2015年10月 Chinese Journal of Engineering,Vol.37,No.10:1387-1395,October 2015 D0:10.13374/j.issn2095-9389.2015.10.020:htp:/journals.usth.edu.cm 不同H值下胞外聚合物对污泥脱水性能及束缚水含 量的影响 邢奕，王志强，洪晨四，司艳晓，张坤，刘敏，田星强，李洋 北京科技大学土木与环境工程学院，北京100083 ☒通信作者，E-mail:hongchen000@126.com 摘要研究了不同pH值下污泥脱水性能和束缚水含量的变化，通过测定污泥调理过程中各层胞外聚合物(SEPS、LBES 和TBES)中蛋白质和多糖的含量、SEPS中有机官能团以及有机酸的含量，探讨了胞外聚合物对污泥脱水性能及束缚水含 量的影响.酸性条件下，污泥的脱水性能明显好于中性条件，并且pH值为3.03时，污泥滤饼含水率(WC)和毛细吸水时间 (CST)均降至最低，分别为60.8%和25.4s:碱性条件下，污泥中束缚水的含量明显增加，WC和CST均大幅升高，污泥脱水性 能恶化.酸碱的加入导致污泥中TB-EPS含量降低，LB-EPS和SEPS含量升高，并且EPS各层组均与WC、CST以及束缚水含 量具有很强的相关性，其中SEPS与污泥脱水性能以及束缚水含量的相关性最显著.酸碱调理过程中，部分ES水解生成有 机酸等小分子有机物，SES中有机官能团的总量和种类都有明显增多 关键词污泥处理：调理：胞外聚合物：脱水性能：束缚水 分类号X705 Influence of extracellular polymeric substances on sludge dewaterability and bound water content at various pH values XING Yi,WANG Zhi-qiang,HONG Chen,SI Yan-xiao,ZHANG Kun,LIU Min,TIAN Xing-qiang,LI Yang School of Civil and Environmental Engineering,University of science and Technology Beijing,Beijing 100083,China Corresponding author,E-mail:hongchen000@126.com ABSTRACT The changes of sludge dewaterability and bound water content at various pH values were investigated in this study.The protein and polysaccharide contents in each layer of extracellular polymeric substances (S-EPS,LB-EPS and TB-EPS)and the organic acid and organic functional group contents in S-EPS were determined in an attempt to explain the influence of EPS on the sludge dewa- terability and bound water content.The results indicate that the sludge dewaterability under acidic conditions is obviously better than that under neutral conditions,and the water content of dewatered sludge (WC)and the capillary suction time (CST)can be decreased to 60.8%and 25.4 s at pH 3.03,respectively.Under alkaline conditions,the bound water content in dewatered sludge,the WC and CST significantly increase,and the sludge dewaterability deteriorates.The addition of acid or alkali reduces TB-EPS,on the contrary, increases LB-EPS and S-EPS.Each layer of extracellular polymeric substances has significant correlation with the WC,CST and the bound water content,and S-EPS has most significant correlation with the sludge dewaterability and bound water content.In the process of acid-alkali conditioning,the amount and type of organic-functional groups improve obviously and hydrolysis of partly EPS generates organic acids and other small molecules. 收稿日期：20140402 基金项目：国家自然科学基金项目(51104009)：北京市科技新星计划项目(Z111106054511043):北京市优秀人才培养资助项目 (2012D009006000003):中央高校基本科研业务费资助项目(FRFP.12011B):昆明市科技计划项目(20120209-AG920001):广东省教有 部产学研结合项目(2011B090400629)
工程科学学报，第 37 卷，第 10 期: 1387--1395，2015 年 10 月 Chinese Journal of Engineering，Vol． 37，No． 10: 1387--1395，October 2015 DOI: 10． 13374 /j． issn2095--9389． 2015． 10． 020; http: / /journals． ustb． edu． cn 不同 pH 值下胞外聚合物对污泥脱水性能及束缚水含 量的影响 邢 奕，王志强，洪 晨，司艳晓，张 坤，刘 敏，田星强，李 洋 北京科技大学土木与环境工程学院，北京 100083 通信作者，E-mail: hongchen000@ 126． com 摘 要 研究了不同 pH 值下污泥脱水性能和束缚水含量的变化，通过测定污泥调理过程中各层胞外聚合物( S-EPS、LB-EPS 和 TB-EPS) 中蛋白质和多糖的含量、S-EPS 中有机官能团以及有机酸的含量，探讨了胞外聚合物对污泥脱水性能及束缚水含 量的影响． 酸性条件下，污泥的脱水性能明显好于中性条件，并且 pH 值为 3. 03 时，污泥滤饼含水率( WC) 和毛细吸水时间 ( CST) 均降至最低，分别为 60. 8% 和 25. 4 s; 碱性条件下，污泥中束缚水的含量明显增加，WC 和 CST 均大幅升高，污泥脱水性 能恶化． 酸碱的加入导致污泥中 TB-EPS 含量降低，LB-EPS 和 S-EPS 含量升高，并且 EPS 各层组均与 WC、CST 以及束缚水含 量具有很强的相关性，其中 S-EPS 与污泥脱水性能以及束缚水含量的相关性最显著． 酸碱调理过程中，部分 EPS 水解生成有 机酸等小分子有机物，S-EPS 中有机官能团的总量和种类都有明显增多． 关键词 污泥处理; 调理; 胞外聚合物; 脱水性能; 束缚水 分类号 X705 收稿日期: 2014--04--02 基 金 项 目: 国 家 自 然 科 学 基 金 项 目 ( 51104009 ) ; 北 京 市 科 技 新 星 计 划 项 目 ( Z111106054511043 ) ; 北 京 市 优 秀 人 才 培 养 资 助 项 目 ( 2012D009006000003) ; 中央高校基本科研业务费资助项目( FＲF-TP-12-011 B) ; 昆明市科技计划项目( 2012-02-09-A-G-02-0001) ; 广东省教育 部产学研结合项目( 2011B090400629) Influence of extracellular polymeric substances on sludge dewaterability and bound water content at various pH values XING Yi，WANG Zhi-qiang，HONG Chen ，SI Yan-xiao，ZHANG Kun，LIU Min，TIAN Xing-qiang，LI Yang School of Civil and Environmental Engineering，University of science and Technology Beijing，Beijing 100083，China Corresponding author，E-mail: hongchen000@ 126． com ABSTＲACT The changes of sludge dewaterability and bound water content at various pH values were investigated in this study． The protein and polysaccharide contents in each layer of extracellular polymeric substances ( S-EPS、LB-EPS and TB-EPS) and the organic acid and organic functional group contents in S-EPS were determined in an attempt to explain the influence of EPS on the sludge dewaterability and bound water content． The results indicate that the sludge dewaterability under acidic conditions is obviously better than that under neutral conditions，and the water content of dewatered sludge ( WC) and the capillary suction time ( CST) can be decreased to 60. 8% and 25. 4 s at pH 3. 03，respectively． Under alkaline conditions，the bound water content in dewatered sludge，the WC and CST significantly increase，and the sludge dewaterability deteriorates． The addition of acid or alkali reduces TB-EPS，on the contrary， increases LB-EPS and S-EPS． Each layer of extracellular polymeric substances has significant correlation with the WC，CST and the bound water content，and S-EPS has most significant correlation with the sludge dewaterability and bound water content． In the process of acid-alkali conditioning，the amount and type of organic-functional groups improve obviously and hydrolysis of partly EPS generates organic acids and other small molecules．
·1388· 工程科学学报，第37卷，第10期 KEY WORDS sludge treatment:conditioning:extracellular polymeric substances:dewaterability:bound water 活性污泥法广泛应用于污水处理，尤其是城市生 明酸的加入有利于降低污泥滤饼含水率，改善污泥的 活污水，因此在生物处理过程中必然产生大量的 脱水性能.需要指出的是，胞外聚合物是附着于污泥 污泥.剩余污泥成分复杂，含水率非常高，因此在污泥 细菌细胞表面的不溶性有机物，主要成分是蛋白质和 最终处置或再利用前进行脱水减量化尤为必要. 多糖，通过连接微生物细胞和其他物质以稳定污泥的 然而，剩余污泥有机物含量高，其污泥絮体颗粒呈胶状 絮体结构，具有很强的水分结合能力，是影响活性污泥 结构且拥有高度亲水性，易与水分子以不同的形式结 脱水性能的主要因素6-切.按污泥有机物与细胞相的 合使污泥中部分水分难以脱除网。目前，大多在污泥 结合程度，胞外聚合物可分为黏液层胞外聚合物(S- 中水分的定量测定中简单将其划分为自由水和束缚 EPS)、松散结合的胞外聚合物(LB-EPS)和紧密结合 水，自由水不受污泥絮体约束，可通过浓缩或机械脱水 的胞外聚合物(TB-EPS)s-四三个层组.在以往的研 方式脱除：而束缚水与污泥絮体间存在键结，难以通过 究中，大多数以污泥滤饼含水率和毛细吸水时间 机械力从污泥中分离出来，因此在机械脱水前需 (CST)等为指标，通过探讨SEPS浓度的变化阐明不 采取一定的调理措施改变污泥中水分分布，从而改善 同调理方法对污泥脱水性能的影响，而对胞外聚合物 污泥的脱水性能.在污泥脱水的研究中，最常见的调 各层组(SEPS、LB-EPS和TB-EPS)中蛋白质和多糖含 理方法是向污泥中投加有机高分子絮凝剂，促进污泥 量的变化以及对污泥脱水性能和束缚水含量的影响方 颗粒絮凝，增强结构，以便于机械脱水0，但其存在 面鲜有报道. 很大的局限性.此方法只能提高污泥的脱水速率，不 本研究以污泥滤饼含水率和毛细吸水时间(CST) 能改善污泥的脱水程度，脱水后污泥的量大大增加，并 作为评价指标，考察了不同pH值下污泥脱水性能的 且过量的调理剂可能残留在污泥滤饼中对环境造成长 变化.同时通过分析束缚水含量变化、胞外聚合物各 期的危害01-四 层组分分布、SEPS中有机酸含量以及有机官能团的 近年来，通过调节pH值来改善污泥的脱水性能 变化，探讨了胞外聚合物对污泥脱水性能及束缚水含 由于其简单有效性越来越受到国内外学者的关注.陈 量的影响，为进一步提高污泥脱水性能提供参考和 嘉愉和吴学伟网指出，碱性条件下适当提高污泥的 依据. pH值，可以使胞外聚合物(extracellular polymeric 1实验材料和方法 substances,EPS)从污泥絮体表面脱离，束缚水得到释 放，从而提高污泥的脱水性能.何文远等研究发现 1.1实验材料 酸化预处理可以使污泥中胞外聚合物发生水解，破坏 实验所用污泥取自北京清河污水处理厂浓缩池， 污泥絮体结构，改变污泥中水分分布，减少污泥束缚水 进一步浓缩至含水率95%左右，分析其基本性质后置 含量，提高污泥的可脱水程度，从而改善脱水效果. 于4℃冰柜中保存待用.污泥性质如表1所示.所有 Devlin等利用盐酸对剩余污泥进行预处理，结果表 实验均在72h内完成. 表1污泥的基本特性 Table 1 Properties of sludge used in this study 质量浓度/(mgL-) 束缚水与 SES质量 LBES质量 TB-EPS质量 含水 总悬浮物 挥发性悬浮 pH值 CST/s干污泥的 浓度1(mgL-) 浓度/(mgL-) 浓度/(mgL-) 率/% (TSS) 固体(VSS) 质量比 蛋白质 多糖 蛋白质 多糖 蛋白质 多糖 46500~5140031199~34487 7.2394.86-95.3516⑤.43.42±0.23322.15±225037±5143.39±1221.35±24045.32±180743.56±32 实验药品包括碳酸钠、氢氧化钠、硫酸铜、酒石酸 重庆华茂仪器有限公司：循环水式多用真空泵，SHB- 钠、钨酸钠、钼酸钠、浓磷酸、浓硫酸、硫酸锂、葡萄糖、 Ⅲ型，郑州长城科工贸有限公司：毛细吸水时间测定 甲酸、乙酸和丙酸，以上药品均为分析纯.牛血清白蛋 仪，304M,Triton Electronics;差示扫描量热仪(DSC), 白为生化试剂. 404F3 Pegasus型，德国NETZSCH公司：反相高效液 1.2实验仪器 相色谱仪，LC一20AD,日本岛津公司：C18HPLC 电子分析天平，AB104一N型，梅勒特一托利多仪器 Column,d4.6mm×250mm,5um,英诺生物技术有限 (上海)有限公司：智能型混凝搅拌仪，MY-3000-6型， 公司；傅里叶变换红外光谱仪，R408型，日本岛津 梅宇电器有限公司：电热鼓风干燥箱，DGF25003C型， 公司
工程科学学报，第 37 卷，第 10 期 KEY WOＲDS sludge treatment; conditioning; extracellular polymeric substances; dewaterability; bound water 活性污泥法广泛应用于污水处理，尤其是城市生 活污水［1--2］，因此在生物处理过程中必然产生大量的 污泥． 剩余污泥成分复杂，含水率非常高，因此在污泥 最终处置或再利用前进行脱水减量化尤为必要［3--5］． 然而，剩余污泥有机物含量高，其污泥絮体颗粒呈胶状 结构且拥有高度亲水性，易与水分子以不同的形式结 合使污泥中部分水分难以脱除［6］． 目前，大多在污泥 中水分的定量测定中简单将其划分为自由水和束缚 水，自由水不受污泥絮体约束，可通过浓缩或机械脱水 方式脱除; 而束缚水与污泥絮体间存在键结，难以通过 机械力从污泥中分离出来［6--7］，因此在机械脱水前需 采取一定的调理措施改变污泥中水分分布，从而改善 污泥的脱水性能． 在污泥脱水的研究中，最常见的调 理方法是向污泥中投加有机高分子絮凝剂，促进污泥 颗粒絮凝，增强结构，以便于机械脱水［8--10］，但其存在 很大的局限性． 此方法只能提高污泥的脱水速率，不 能改善污泥的脱水程度，脱水后污泥的量大大增加，并 且过量的调理剂可能残留在污泥滤饼中对环境造成长 期的危害［11--12］． 近年来，通过调节 pH 值来改善污泥的脱水性能 由于其简单有效性越来越受到国内外学者的关注． 陈 嘉愉和吴学伟［13］ 指出，碱性条件下适当提高污泥的 pH 值，可 以 使 胞 外 聚 合 物 ( extracellular polymeric substances，EPS) 从污泥絮体表面脱离，束缚水得到释 放，从而提高污泥的脱水性能． 何文远等［14］研究发现 酸化预处理可以使污泥中胞外聚合物发生水解，破坏 污泥絮体结构，改变污泥中水分分布，减少污泥束缚水 含量，提高污泥的可脱水程度，从而改善 脱 水 效 果． Devlin 等［15］利用盐酸对剩余污泥进行预处理，结果表 明酸的加入有利于降低污泥滤饼含水率，改善污泥的 脱水性能． 需要指出的是，胞外聚合物是附着于污泥 细菌细胞表面的不溶性有机物，主要成分是蛋白质和 多糖，通过连接微生物细胞和其他物质以稳定污泥的 絮体结构，具有很强的水分结合能力，是影响活性污泥 脱水性能的主要因素［16--17］． 按污泥有机物与细胞相的 结合程度，胞外聚合物可分为黏液层胞外聚合物( SEPS) 、松散结合的胞外聚合物( LB-EPS) 和紧密结合 的胞外聚合物( TB-EPS) ［18 － 19］三个层组． 在以往的研 究中，大 多 数 以 污 泥 滤 饼 含 水 率 和 毛 细 吸 水 时 间 ( CST) 等为指标，通过探讨 S-EPS 浓度的变化阐明不 同调理方法对污泥脱水性能的影响，而对胞外聚合物 各层组( S-EPS、LB-EPS 和 TB-EPS) 中蛋白质和多糖含 量的变化以及对污泥脱水性能和束缚水含量的影响方 面鲜有报道． 本研究以污泥滤饼含水率和毛细吸水时间( CST) 作为评价指标，考察了不同 pH 值下污泥脱水性能的 变化． 同时通过分析束缚水含量变化、胞外聚合物各 层组分分布、S-EPS 中有机酸含量以及有机官能团的 变化，探讨了胞外聚合物对污泥脱水性能及束缚水含 量的影响，为进一步提高污泥脱水性能提供参考和 依据． 1 实验材料和方法 1. 1 实验材料 实验所用污泥取自北京清河污水处理厂浓缩池， 进一步浓缩至含水率 95% 左右，分析其基本性质后置 于 4 ℃冰柜中保存待用． 污泥性质如表 1 所示． 所有 实验均在 72 h 内完成． 表 1 污泥的基本特性 Table 1 Properties of sludge used in this study 质量浓度/( mg·L － 1 ) 总悬浮物 ( TSS) 挥发性悬浮 固体( VSS) pH 值 含水 率/% CST/s 束缚水与 干污泥的 质量比 S-EPS 质量 浓度/( mg·L － 1 ) LB-EPS 质量 浓度/( mg·L － 1 ) TB-EPS 质量 浓度/( mg·L － 1 ) 蛋白质 多糖 蛋白质 多糖 蛋白质 多糖 46500 ～51400 31199 ～34487 7. 23 94. 86 ～95. 35 165. 4 3. 42 ±0. 23 322. 15 ±22 50. 37 ±5 143. 39 ±12 21. 35 ±2 4045. 32 ±180 743. 56 ±32 实验药品包括碳酸钠、氢氧化钠、硫酸铜、酒石酸 钠、钨酸钠、钼酸钠、浓磷酸、浓硫酸、硫酸锂、葡萄糖、 甲酸、乙酸和丙酸，以上药品均为分析纯． 牛血清白蛋 白为生化试剂． 1. 2 实验仪器 电子分析天平，AB104--N 型，梅勒特--托利多仪器 ( 上海) 有限公司; 智能型混凝搅拌仪，MY--3000--6 型， 梅宇电器有限公司; 电热鼓风干燥箱，DGF 2500 3C 型， 重庆华茂仪器有限公司; 循环水式多用真空泵，SHB-- Ⅲ型，郑州长城科工贸有限公司; 毛细吸水时间测定 仪，304M，Triton Electronics; 差示扫描量热仪( DSC) ， 404 F3 Pegasus 型，德国 NETZSCH 公司; 反相高效液 相 色 谱 仪，LC--20AD，日 本 岛 津 公 司; C18 HPLC Column，4. 6 mm × 250 mm，5 μm，英诺生物技术有限 公司; 傅里叶变换红外光谱仪，IＲ--408 型，日本岛津 公司． ·1388·
邢奕等：不同H值下胞外聚合物对污泥脱水性能及束缚水含量的影响 ·1389· 1.3实验方法 (6)污泥SEPS中有机物水解分析.离心后收集 1.3.1酸碱调理污泥 的上清液(SEPS层)经0.22μm滤膜，取1mL滤液置 取300mL污泥放入500mL的烧杯中，投加一定量 于液相色谱进样瓶中，采用高效液相色谱仪，定量测定 的H,SO,溶液(8molL)或NaOH溶液(8molL-l)调 小分子有机酸（甲酸、乙酸和丙酸）含量，通过液相色 节pH值，以搅拌强度l50r·min搅拌l0min,静置 谱图定性表征有机物水解情况 30 min. 色谱条件：流动相为7%CH,0H2-0.20molL1 1.3.2分析方法 KH2P0.(pH4.0)缓冲溶液(V/V),使用前用0.45μm (1)滤饼含水率的测定.取50mL调理后的污泥 滤膜过滤，超声波脱气l0min,流速为0.5mL·min, 倒入装有定量滤纸的布氏漏斗中（直径150mm),在真 柱温(40±1)℃，检测波长215m,进样量20uL,峰高 空压力为-0.055MPa的负压下进行抽滤脱水，待布 外标法定量网 氏漏斗30s内不再有滤液滤出停止抽滤，取下残留在 (7)污泥SES中有机官能团变化.污泥滤液用 滤纸上的滤饼称量，然后在105℃下干燥至恒重，计算 红外灯低温(45~55℃)烘干，并用KBr压片后用傅里 滤饼含水率.计算公式如下： 叶变换红外光谱仪测定 WC=(W,-W2)/W,×100%. (8)相关性分析.Pearson相关性采用SPSS18.0 式中，WC为滤饼含水率，W,为滤后污泥饼质量，W2为 软件分析 在105℃下烘干至恒重的滤饼质量. 2 结果与讨论 (2)毛细吸水时间(CST)测定.采用毛细吸水时 间测定仪，将少量污泥样品置于不锈钢漏斗内，开启仪2.1不同H值下污泥脱水性能的变化 器，至报警声响起时即可读取CST值 如图1所示，不同H值对污泥脱水性能的影响 (3)污泥束缚水含量.采用差示扫描量热(DSC) 存在差异.在酸性条件下，污泥的脱水性能明显好于 法测量污泥絮体颗粒中束缚水含量.取一定量脱 中性条件(pH7.23),污泥滤饼含水率和CST均随酸 水后的污泥滤饼样品放入NETZSCH404F3 Pegasus型 性增强呈先降低后升高趋势，并在pH3.03时，污泥滤 DSC分析仪，污泥样品以5℃·min的速率降温至 饼含水率和CST均降至最低：污泥滤饼含水率由 -30℃，然后再以同样的速率升温至室温.在样品冷 70.5%降至60.8%，降幅为9.7%：CST由165.4s降至 冻过程中，样品会向外释放热量，呈现一个明显的放热 25.4s,降幅为84.6%.不同的是，污泥pH值由4.10 峰，在升温阶段表现出一个明显的吸热峰.在极限温 降至3.03时，污泥滤饼含水率有较明显的降低，由 度-30℃下，束缚水不冻结，样品测定过程中释放的 65.5%降至60.8%，而CST下降的幅度则较小. 热量对应于自由水的含量.在105℃下干燥测定的总 1400 水量，与自由水量的差值即为束缚水含量.计算公式 95 -o-WC 90 △-CsST 1200 如下切： I1000 W。=W,-△H/△H。 85 800 式中：W。为束缚水与干污泥质量比：W为总水分与干 80 污泥质量比：△H为样品吸热量：△H。为冰的标准熔化 75 热，334.7kJkg. 70 400 (4)EPS提取采用离心和超声波法.取调理后 65 200 的污泥30mL,以3000r·min的转速离心15min后，收 60 40 55 集的上清液为黏液层胞外聚合物(S王PS):沉淀物稀 23456789101112 释到原体积(30mL),然后再以7400r·min转速离心 图1不同pH值下污泥脱水性能的变化 15min,收集的上清液经0.45um滤膜，过滤后其中的 Fig.I Sludge dewaterability at various pH values 有机物为松散结合的胞外聚合物(LB-EPS):所剩沉淀 物稀释到原体积(30mL),先超声波(20kHz,480W, 弱碱性(H值≤9)条件下，污泥滤饼含水率相比 10min)处理，再以15000rmin的转速离心20min,收 于中性条件下稍有降低，而CST呈上升趋势，但变化 集的上清液经0.45m滤膜，过滤后其中的有机物为 幅度较小.强碱性(pH值≥10)条件下，污泥滤饼含水 紧密结合的胞外聚合物(TB-EPS). 率和CST均大幅上升，污泥脱水性能迅速恶化.pH (5)EPS含量.实验测定污泥EPS中蛋白质和多 12.01时，污泥滤饼含水率由69.8%上升至93.4%，升 糖含量.采用Folin-酚(Lowry)法网测定胞外蛋白质 高23.6%：CST由216.3s上升至1201.8s,升高 含量：采用蒽酮比色法网测定多糖含量. 455.6%
邢 奕等: 不同 pH 值下胞外聚合物对污泥脱水性能及束缚水含量的影响 1. 3 实验方法 1. 3. 1 酸碱调理污泥 取 300 mL 污泥放入500 mL 的烧杯中，投加一定量 的 H2 SO4溶液( 8 mol·L － 1 ) 或 NaOH 溶液( 8 mol·L － 1 ) 调 节 pH 值，以搅拌强度 150 r·min － 1 搅拌 10 min，静置 30 min． 1. 3. 2 分析方法 ( 1) 滤饼含水率的测定． 取 50 mL 调理后的污泥 倒入装有定量滤纸的布氏漏斗中( 直径 150 mm) ，在真 空压力为 － 0. 055 MPa 的负压下进行抽滤脱水，待布 氏漏斗 30 s 内不再有滤液滤出停止抽滤，取下残留在 滤纸上的滤饼称量，然后在 105 ℃ 下干燥至恒重，计算 滤饼含水率． 计算公式如下: WC = ( W1 － W2 ) /W1 × 100% ． 式中，WC 为滤饼含水率，W1为滤后污泥饼质量，W2为 在 105 ℃下烘干至恒重的滤饼质量． ( 2) 毛细吸水时间( CST) 测定． 采用毛细吸水时 间测定仪，将少量污泥样品置于不锈钢漏斗内，开启仪 器，至报警声响起时即可读取 CST 值． ( 3) 污泥束缚水含量． 采用差示扫描量热( DSC) 法［20］测量污泥絮体颗粒中束缚水含量． 取一定量脱 水后的污泥滤饼样品放入 NETZSCH 404 F3 Pegasus 型 DSC 分析仪，污 泥 样 品 以 5 ℃·min － 1 的 速 率 降 温 至 － 30 ℃，然后再以同样的速率升温至室温． 在样品冷 冻过程中，样品会向外释放热量，呈现一个明显的放热 峰，在升温阶段表现出一个明显的吸热峰． 在极限温 度 － 30 ℃下，束缚水不冻结，样品测定过程中释放的 热量对应于自由水的含量． 在 105 ℃ 下干燥测定的总 水量，与自由水量的差值即为束缚水含量． 计算公式 如下［7］: WB = WT － ΔH/ΔH0 式中: WB为束缚水与干污泥质量比; WT为总水分与干 污泥质量比; ΔH 为样品吸热量; ΔH0 为冰的标准熔化 热，334. 7 kJ·kg － 1 ． ( 4) EPS 提取采用离心和超声波法［21］． 取调理后 的污泥30 mL，以3000 r·min － 1 的转速离心15 min 后，收 集的上清液为黏液层胞外聚合物( S-EPS) ; 沉淀物稀 释到原体积( 30 mL) ，然后再以 7400 r·min － 1 转速离心 15 min，收集的上清液经 0. 45 μm 滤膜，过滤后其中的 有机物为松散结合的胞外聚合物( LB-EPS) ; 所剩沉淀 物稀释到原体积( 30 mL) ，先超声波( 20 kHz，480 W， 10 min) 处理，再以 15000 r·min － 1 的转速离心 20 min，收 集的上清液经 0. 45 μm 滤膜，过滤后其中的有机物为 紧密结合的胞外聚合物( TB-EPS) ． ( 5) EPS 含量． 实验测定污泥 EPS 中蛋白质和多 糖含量． 采用 Folin-酚( Lowry) 法［22］测定胞外蛋白质 含量; 采用蒽酮比色法［23］测定多糖含量． ( 6) 污泥 S-EPS 中有机物水解分析． 离心后收集 的上清液( S-EPS 层) 经 0. 22 μm 滤膜，取 1 mL 滤液置 于液相色谱进样瓶中，采用高效液相色谱仪，定量测定 小分子有机酸( 甲酸、乙酸和丙酸) 含量，通过液相色 谱图定性表征有机物水解情况． 色谱条件: 流动相为 7% CH3OH2 － 0. 20 mol·L － 1 KH2PO4 ( pH 4. 0) 缓冲溶液( V/V) ，使用前用 0. 45 μm 滤膜过滤，超声波脱气 10 min，流速为 0. 5 mL·min － 1 ， 柱温( 40 ± 1) ℃，检测波长 215 nm，进样量 20 μL，峰高 外标法定量［24］． ( 7) 污泥 S-EPS 中有机官能团变化． 污泥滤液用 红外灯低温( 45 ～ 55 ℃ ) 烘干，并用 KBr 压片后用傅里 叶变换红外光谱仪测定． ( 8) 相关性分析． Pearson 相关性采用 SPSS18. 0 软件分析． 2 结果与讨论 2. 1 不同 pH 值下污泥脱水性能的变化 如图 1 所示，不同 pH 值对污泥脱水性能的影响 存在差异． 在酸性条件下，污泥的脱水性能明显好于 中性条件( pH 7. 23) ，污泥滤饼含水率和 CST 均随酸 性增强呈先降低后升高趋势，并在 pH 3. 03 时，污泥滤 饼含水 率 和 CST 均 降 至 最 低: 污 泥 滤 饼 含 水 率 由 70. 5% 降至 60. 8% ，降幅为 9. 7% ; CST 由 165. 4 s 降至 25. 4 s，降幅为 84. 6% ． 不同的是，污泥 pH 值由 4. 10 降至 3. 03 时，污泥滤饼含水率有较明显的降低，由 65. 5% 降至 60. 8 % ，而 CST 下降的幅度则较小． 图 1 不同 pH 值下污泥脱水性能的变化 Fig． 1 Sludge dewaterability at various pH values 弱碱性( pH 值≤9) 条件下，污泥滤饼含水率相比 于中性条件下稍有降低，而 CST 呈上升趋势，但变化 幅度较小． 强碱性( pH 值≥10) 条件下，污泥滤饼含水 率和 CST 均大幅上升，污泥脱水性能迅速恶化． pH 12. 01 时，污泥滤饼含水率由 69. 8% 上升至 93. 4% ，升 高 23. 6% ; CST 由 216. 3 s 上 升 至 1201. 8 s，升 高 455. 6% ． ·1389·
·1390. 工程科学学报，第37卷，第10期 以上结果与污泥中大量存在的EPS及酸、碱与 到非常重要的作用.蛋白质和多糖两者约占ES总量 EPS的相互作用有密切关系.EPS是活性污泥絮体的 的70%~80%B0,分析污泥中各EPS层组蛋白质和多 重要成分，占活性污泥干重的80%左右s-,EPS的 糖含量的变化有助于明确污泥脱水性能变化以及束缚 高亲水性使得污泥絮体中含有较多的束缚水，导致污 水释放的机理.污泥中蛋白质和多糖的分布及变化如 泥絮体不易压缩，脱水性能下降吻.pH值的改变影响 图3所示.可以明显看出，原污泥中蛋白质和多糖在 溶液中EPS的浓度和性质，从而影响污泥脱水性能 污泥各层EPS中的分布是不同的，主要分布在TB-EPS 2.2不同pH值下污泥滤饼中束缚水含量的变化 层中，分别占污泥总蛋白质和多糖的89.7%和 束缚水凭借分子间力结合在污泥絮体中，不能通 91.2%,而在LB-EPS层和SEPS层则分布较少 过机械方法脱除，对污泥脱水性能有重要影响，并且束 不同pH值下，污泥各EPS层组中蛋白质和多糖 缚水含量可直接用于衡量机械脱水的难易程度，束缚 含量发生了明显变化.酸性条件下，pH值≥3.03时， 水越多，机械脱水越难，反之则越容易网 污泥TB-EPS层中蛋白质和多糖的质量浓度随着酸性 不同pH值下污泥滤饼的组成分布及束缚水含量 增强不断减少，分别由4045mgL和744mg·L降至 如图2所示.可以看出，pH值介于3~7时，污泥滤饼 2236mgL和440mg·L,降幅分别达到44.7%和 中束缚水含量随污泥酸性增强明显减少，在pH3.01 40.9%;酸性继续增强，TB-EPS层中蛋白质和多糖含 时降至最低，束缚水与干污泥质量比由3.42快速降至 量的下降幅度变小并趋于平缓.与此相对应的是， 1.58,降幅达53.8%，酸性继续增强，束缚水含量不降 SEPS层和LB-EPS层中蛋白质和多糖的含量随酸性 反升，这可能是由于强酸条件下，污泥絮体及溶液中的 增强而增加，SEPS层中蛋白质和多糖的质量浓度分 EPS发生变性，导致EPS的水和能力增强，重新结合部 别由322mgL和50mgL-升至695mgL和180mg 分水分网：碱性条件下，pH值≤9.09时，束缚水含量 L,增幅分别为115.8%和260.0%：LB-EPS层中蛋 相比中性条件有所降低，碱性继续增强，束缚水含量大 白质和多糖的质量浓度分别由143mgL和21mg· 幅上升.束缚水含量的变化趋势与污泥脱水性能的变 L升至431mg·L和140mg·L,增幅分别为 化（图1）相吻合，说明污泥滤饼含水率的降低是污泥 201.4%和566.7%.碱性条件下，随着碱性的增强，污 中束缚水释放出来的结果.不同的是，pH值≥10.01 泥TB-EPS层中蛋白质和多糖含量不断减少，LB-EPS 时，污泥滤饼自由水的比例大幅上升，这可能是由于强 层中蛋白质和多糖的含量不断增加，变化趋势与酸性 碱性条件下污泥絮体颗粒变小，大量EPS释放进入溶 条件下类似.然而，SEPS层中蛋白质和多糖含量随碱 液导致污泥中电负性增强，污泥絮体间斥力增大，过滤 性增强大幅增加，SEPS层中蛋白质和多糖的质量浓 性能变差（图1），水分不易滤出，污泥滤饼含水率的也 度分别由322mgL和50mgL升至2921mgL和 相应升高网.以上结果表明，污泥滤饼含水率的降低 552mgL,增幅分别为807.5%和1004.0%，这可能 是束缚水含量减少和过滤性提高的共同结果 是由于强碱性条件破坏了细菌细胞壁，大量蛋白质和 国束缚水☑自由水图固体。一束缚水含量 多糖得到释放，导致SEPS层中EPS含量迅速增加 100 18 2.4EPS对污泥脱水性能以及束缚水含量的影响 90 2.4.1EPS对污泥滤饼含水率及CST的影响 80 各层EPS中蛋白质、多糖与WC、CST的相关性及 70 Pearson相关系数如图4和表2所示.酸性条件下， 5 60 TB-EPS层中蛋白质、多糖与WC和CST有较高的相关 4 性(R2=0.9255,R2=0.8845及R2=0.8631,R= 3 0.8711)并呈正相关(R>0.968、p0.951、 30 p0.941、p0.945、p-0.966、p-0.965、p-0.943、p-0.907、p-0.994、p
工程科学学报，第 37 卷，第 10 期 以上结果与污泥中大量存在 的 EPS 及 酸、碱 与 EPS 的相互作用有密切关系． EPS 是活性污泥絮体的 重要成分，占活性污泥干重的 80% 左右［25--26］，EPS 的 高亲水性使得污泥絮体中含有较多的束缚水，导致污 泥絮体不易压缩，脱水性能下降［27］． pH 值的改变影响 溶液中 EPS 的浓度和性质，从而影响污泥脱水性能． 2. 2 不同 pH 值下污泥滤饼中束缚水含量的变化 束缚水凭借分子间力结合在污泥絮体中，不能通 过机械方法脱除，对污泥脱水性能有重要影响，并且束 缚水含量可直接用于衡量机械脱水的难易程度，束缚 水越多，机械脱水越难，反之则越容易［28］． 不同 pH 值下污泥滤饼的组成分布及束缚水含量 如图 2 所示． 可以看出，pH 值介于 3 ～ 7 时，污泥滤饼 中束缚水含量随污泥酸性增强明显减少，在 pH 3. 01 时降至最低，束缚水与干污泥质量比由 3. 42 快速降至 1. 58，降幅达 53. 8% ，酸性继续增强，束缚水含量不降 反升，这可能是由于强酸条件下，污泥絮体及溶液中的 EPS 发生变性，导致 EPS 的水和能力增强，重新结合部 分水分［29］; 碱性条件下，pH 值≤9. 09 时，束缚水含量 相比中性条件有所降低，碱性继续增强，束缚水含量大 幅上升． 束缚水含量的变化趋势与污泥脱水性能的变 化( 图 1) 相吻合，说明污泥滤饼含水率的降低是污泥 中束缚水释放出来的结果． 不同的是，pH 值≥10. 01 时，污泥滤饼自由水的比例大幅上升，这可能是由于强 碱性条件下污泥絮体颗粒变小，大量 EPS 释放进入溶 液导致污泥中电负性增强，污泥絮体间斥力增大，过滤 性能变差( 图 1) ，水分不易滤出，污泥滤饼含水率的也 相应升高［30］． 以上结果表明，污泥滤饼含水率的降低 是束缚水含量减少和过滤性提高的共同结果． 图 2 污泥滤饼组成分布及束缚水含量 Fig． 2 Composition distribution and bound water content of dewatered sludge 2. 3 不同 pH 值下污泥中 EPS 含量的变化 EPS 蕴含污泥中大量的束缚水，在污泥脱水中起 到非常重要的作用． 蛋白质和多糖两者约占 EPS 总量 的 70% ～ 80%［31］，分析污泥中各 EPS 层组蛋白质和多 糖含量的变化有助于明确污泥脱水性能变化以及束缚 水释放的机理． 污泥中蛋白质和多糖的分布及变化如 图 3 所示． 可以明显看出，原污泥中蛋白质和多糖在 污泥各层 EPS 中的分布是不同的，主要分布在 TB-EPS 层中，分别占污泥总蛋白 质和多糖的 89. 7% 和 91. 2% ，而在 LB-EPS 层和 S-EPS 层则分布较少． 不同 pH 值下，污泥各 EPS 层组中蛋白质和多糖 含量发生了明显变化． 酸性条件下，pH 值≥3. 03 时， 污泥 TB-EPS 层中蛋白质和多糖的质量浓度随着酸性 增强不断减少，分别由 4045 mg·L － 1 和 744 mg·L － 1 降至 2236 mg·L － 1 和 440 mg·L － 1 ，降幅分别达到 44. 7% 和 40. 9% ; 酸性继续增强，TB-EPS 层中蛋白质和多糖含 量的下 降 幅 度 变 小 并 趋 于 平 缓． 与 此 相 对 应 的 是， S-EPS层和 LB-EPS 层中蛋白质和多糖的含量随酸性 增强而增加，S-EPS 层中蛋白质和多糖的质量浓度分 别由322 mg·L － 1 和50 mg·L － 1 升至695 mg·L － 1 和180 mg ·L － 1 ，增幅分别为 115. 8% 和 260. 0% ; LB-EPS 层中蛋 白质和多糖的质量浓度分别由 143 mg·L － 1 和 21 mg· L － 1 升 至 431 mg·L － 1 和 140 mg·L － 1 ，增 幅 分 别 为 201. 4% 和 566. 7% ． 碱性条件下，随着碱性的增强，污 泥 TB-EPS 层中蛋白质和多糖含量不断减少，LB-EPS 层中蛋白质和多糖的含量不断增加，变化趋势与酸性 条件下类似． 然而，S-EPS 层中蛋白质和多糖含量随碱 性增强大幅增加，S-EPS 层中蛋白质和多糖的质量浓 度分别由 322 mg·L － 1 和 50 mg·L － 1 升至 2921 mg·L － 1 和 552 mg·L － 1 ，增幅分别为 807. 5% 和 1004. 0% ，这可能 是由于强碱性条件破坏了细菌细胞壁，大量蛋白质和 多糖得到释放，导致 S-EPS 层中 EPS 含量迅速增加． 2. 4 EPS 对污泥脱水性能以及束缚水含量的影响 2. 4. 1 EPS 对污泥滤饼含水率及 CST 的影响 各层 EPS 中蛋白质、多糖与 WC、CST 的相关性及 Pearson 相关系 数 如 图 4 和 表 2 所 示． 酸 性 条 件 下， TB-EPS层中蛋白质、多糖与 WC 和 CST 有较高的相关 性( Ｒ2 = 0. 9255，Ｒ2 = 0. 8845 及 Ｒ2 = 0. 8631，Ｒ2 = 0. 8711) 并呈正相关( Ｒ ＞ 0. 968、p ＜ 0. 01，Ｒ ＞ 0. 951、 p ＜ 0. 01及 Ｒ ＞ 0. 941、p ＜ 0. 01，Ｒ ＞ 0. 945、p ＜ 0. 01; 其 中 Ｒ 值表示在样本中变量间的相关系数，p 值是检验 值) ． LB-EPS 层中蛋白质、多糖含量与 WC、CST 同样 有较高 的 相 关 性( Ｒ2 = 0. 9187，Ｒ2 = 0. 9174 及 Ｒ2 = 0. 8670，Ｒ2 = 0. 7871) 并 呈 负 相 关( Ｒ ＞ － 0. 966、p ＜ 0. 01，Ｒ ＞ － 0. 965、p ＜ 0. 01 及 Ｒ ＞ － 0. 943、p ＜ 0. 01， Ｒ ＞ － 0. 907、p ＜ 0. 01 ) ． 相 比 于 TB-EPS 和 LB-EPS， S-EPS层中蛋白质、多糖含量与 WC、CST 具有更显著 的相关性( Ｒ2 = 0. 9858，Ｒ2 = 0. 9306 及 Ｒ2 = 0. 9071， Ｒ2 = 0. 9536) 并呈负相关( Ｒ ＞ － 0. 994、p ＜ 0. 01，Ｒ ＞ ·1390·
邢奕等：不同H值下胞外聚合物对污泥脱水性能及束缚水含量的影响 ·1391· 4500 800 4000 (a) b 700 3500 600 3000 500 2500 0一S蛋白质 0一S多糖 2000 400 LB-蛋白质 △一LB-多糖 o一TB-蛋白质 一TB-多糖 600 150 400 100 200 4 pH pH 4500 4000 (c)I 800 (d) 3500 700 3000 (一 600 2500 -S蛋白质 500 一S-多糖 △一LB-蛋白质 2000 400 △一LB-多糖 o一TB-蛋白质 o一TB-多糖 1500 300 1000 200 500 100 0 0 910 11 10 11 12 PH PH 图3污泥中EPS分布.(a)酸性条件下SES、LBES和TBES中蛋白质含量：(b)酸性条件下SEPS、LB-EPS和TBES中多糖含量； (c)碱性条件下SEPS、LB-EPS和TB-EPS中蛋白质含量：(d)碱性条件下SEPS,LB-EPS和TBES中多糖含量 Fig.3 EPS distribution in sludge:(a)protein content in S-EPS,LB-EPS and TB-EPS under acidic conditions:(b)polysaccharide content in S- EPS,LB-EPS and TB-EPS under acidic conditions:(c)protein content in S-EPS,LB-EPS and TBEPS under alkaline conditions;(d)polysaccha- ride content in S-EPS,LB-EPS and TB-EPS under alkaline conditions -0.971、p-0.960、p-0.980pTB-EPS和LB-EPS. 性条件下，TB-EPS层中蛋白质和多糖与束缚水含量有 相关性分析表明，不同pH值下，SEPS、LB-EPS和 较高的相关性(R2=0.8276及R2=0.7650)并呈正相 TB-EPS均与WC和CST有很强的相关性，但污泥各 关(R>0.925、p0.897、pTB-EPS和 EPS层中蛋白质和多糖含量与束缚水含量同样有较高 LB-EPS,因此SEPS对污泥脱水性能影响最显著.酸 的相关性(R=0.8317及R2=0.7327)并呈负相关(R 性条件下，SEPS和LB-EPS层中蛋白质和多糖含量升 >-0.927、p-0.882、p-0.963、p 相，束缚水得到释放，从而改善了污泥的脱水性能.而 -0.948、pLB-EPS和TB-EPS. WC和CST升高，这是由于碱性条件使微生物细胞易 相关性分析表明，SEPS、LB-EPS和TB-EPS均与 于破碎，释放出大量胞内物质，液相中EPS含量升高 束缚水有很强的相关性.酸性条件下，TB-EPS层中蛋 会增强污泥电负性，污泥絮体间斥力增大网，同时强 白质和多糖含量降低导致SEPS和LB-EPS层中蛋白 碱性条件导致污泥絮体及溶液中的EPS(特别是蛋白 质和多糖含量的升高，也导致污泥中束缚水含量的降 质)变性网，增强其与水的结合能力，阻碍污泥中水分 低，因此可判断大部分束缚水结合在TB-EPS层中：而
邢 奕等: 不同 pH 值下胞外聚合物对污泥脱水性能及束缚水含量的影响 图 3 污泥中 EPS 分布． ( a) 酸性条件下 S-EPS、LB-EPS 和 TB-EPS 中蛋白质含量; ( b) 酸性条件下 S-EPS、LB-EPS 和 TB-EPS 中多糖含量; ( c) 碱性条件下 S-EPS、LB-EPS 和 TB-EPS 中蛋白质含量; ( d) 碱性条件下 S-EPS、LB-EPS 和 TB-EPS 中多糖含量 Fig． 3 EPS distribution in sludge: ( a) protein content in S-EPS，LB-EPS and TB-EPS under acidic conditions; ( b) polysaccharide content in SEPS，LB-EPS and TB-EPS under acidic conditions; ( c) protein content in S-EPS，LB-EPS and TB-EPS under alkaline conditions; ( d) polysaccharide content in S-EPS，LB-EPS and TB-EPS under alkaline conditions － 0. 971、p ＜ 0. 01 及 Ｒ ＞ － 0. 960、p ＜ 0. 01， Ｒ ＞ － 0. 980、p ＜ 0. 01 ) ． 碱 性 条 件 下，S-EPS、LB-EPS 层中蛋白质、多糖含量与 WC、CST 均存在较高的正相 关性，TB-EPS 层中蛋白质、多糖与 WC、CST 具有较高 的负相关性，相关性 S-EPS ＞ TB-EPS 和 LB-EPS． 相关性分析表明，不同 pH 值下，S-EPS、LB-EPS 和 TB-EPS 均与 WC 和 CST 有很强的相关性，但污泥各 EPS 层 组 之 间 略 有 差 异，相 关 性 S-EPS ＞ TB-EPS 和 LB-EPS，因此 S-EPS 对污泥脱水性能影响最显著． 酸 性条件下，S-EPS 和 LB-EPS 层中蛋白质和多糖含量升 高，或 TB-EPS 层中蛋白质和多糖含量降低时，污泥的 WC 和 CST 降低，这是由于酸性条件使污泥絮体解体 破碎，附着在污泥絮体上的不溶性 EPS 剥落进入液 相，束缚水得到释放，从而改善了污泥的脱水性能． 而 碱性条件下，S-EPS 和 LB-EPS 层中蛋白质和多糖含量 升高，或 TB-EPS 层中蛋白质和 多 糖 降 低 时，污 泥 的 WC 和 CST 升高，这是由于碱性条件使微生物细胞易 于破碎，释放出大量胞内物质，液相中 EPS 含量升高 会增强污泥电负性，污泥絮体间斥力增大［30］，同时强 碱性条件导致污泥絮体及溶液中的 EPS ( 特别是蛋白 质) 变性［32］，增强其与水的结合能力，阻碍污泥中水分 滤除，污泥的 WC 和 CST 快速升高． 2. 4. 2 EPS 对束缚水含量的影响 污泥各层组 EPS 中蛋白质和多糖与束缚水含量 的相关性及 Pearson 相关系数如图 5 和表 3 所示． 酸 性条件下，TB-EPS 层中蛋白质和多糖与束缚水含量有 较高的相关性( Ｒ2 = 0. 8276 及 Ｒ2 = 0. 7650) 并呈正相 关( Ｒ ＞ 0. 925、p ＜ 0. 01 及 Ｒ ＞ 0. 897、p ＜ 0. 01) ． LBEPS 层中蛋白质和多糖含量与束缚水含量同样有较高 的相关性( Ｒ2 = 0. 8317 及 Ｒ2 = 0. 7327) 并呈负相关( Ｒ ＞ － 0. 927、p ＜ 0. 01 及 Ｒ ＞ － 0. 882、p ＜ 0. 01) ． 与 TBEPS 和 LB-EPS 相比，S-EPS 层中蛋白质和多糖含量与 束缚水含量具有更高的相关性( Ｒ2 = 0. 9137 及 Ｒ2 = 0. 8785) 并 呈 负 相 关( Ｒ ＞ － 0. 963、p ＜ 0. 01 及 Ｒ ＞ － 0. 948、p ＜ 0. 01 ) ． 碱 性 条 件 下，S-EPS、LB-EPS 和 TB-EPS 层中蛋白质和多糖含量与束缚水含量均存在 较高相关性，相关性 S-EPS ＞ LB-EPS 和 TB-EPS． 相关性分析表明，S-EPS、LB-EPS 和 TB-EPS 均与 束缚水有很强的相关性． 酸性条件下，TB-EPS 层中蛋 白质和多糖含量降低导致 S-EPS 和 LB-EPS 层中蛋白 质和多糖含量的升高，也导致污泥中束缚水含量的降 低，因此可判断大部分束缚水结合在 TB-EPS 层中; 而 ·1391·
·1392· 工程科学学报，第37卷，第10期 ■WCS-蛋白质)▲WCLB-蛋白质)·WCTB-蛋白质) ■WCS-多糖)▲WC(LB-多糖)·WCTB-多糖) 口CSIS-蛋白质△CST(LB-蛋白质)OCST(TB-蛋白质) 口GSTS-多糖)△CST(LB-多)CSTITB-多糖) 口 0] 12 160 9 160 =0.9858 R2-0.9306 R=0.9071 口WCS-蛋白质)CSTS-蛋白质)° CSTS-多糖 140 0 140 70 704 R2-=0.9536 =0.9187 120 WCS-多糖) ● 120 68 WCTB-蛋白质) 68 -0.8670 =0.9174 0 100 VCLB-多糖) 100 ,CST(TB-蛋白质) 80 66 R-0.7871 ● 66 CST(LB--多糖)· 80 -09255 60 64 △ 60 -0.8631 WCTB-蛋白质) 40 62 86 WC(TB多糖) 40 R-0.8845 R2-0.8711 20 CST(TB-多) 20 STTB-蛋白质) 60 0 0 300 6002000 3000 4000 100150400500600700 800 蛋白质的质量浓度(mg·L-) 多糖的质量浓度(mg·L） ■WCS-蛋白质)▲WCLB-蛋白质)·WC(TB蛋白质) ■WCS-多糖)▲WCLB-多糖)。WC(TB-多糖) aCST(S-蛋白质)ACST(LB-蚩白质)oCST(TB-蛋白质) 口CSTS-多糖)△CST(LB-多糖)CST(TB-多糖) 95 1200 R2=0.8524 95 1200 P07R12 WCIB多糖) ■ WCLB-蛋白质> 90 R2=0.8066 1000 R2=0.8402 90 2207616 1000 CST(LB-蛋白质 STB-多糖 R-0.8029 WCIB-蛋白质) CSTTB-多糖) 芝85 800 ￥-0.9035 银85 R2=0.7569 800 CSTITB-蛋白质 WCTB-多糖) 80 600 0 80 600 ■ 75 400 75 400 R2=0.8934 R-0.9371 2=0.8496=0.8832 70 石WC(TB-蛋白质)CSTS-蛋白质)g 8 200 70 WCTB-多糖CSTS-多糖) 200 65 0 65 5001000150020002500300035004000 100200300.4005006(00700800 蛋白质的质量浓度/(mg·L) 多糖的质量浓度mgL) 图4污泥各层组ES中蛋白质和多糖与WC和CST的相关性.(a)蛋白质（酸性条件）：(b)多糖（酸性条件）：(c)蛋白质（碱性条件）： (d)多糖（碱性条件） Fig.4 Correlation of protein and polysaccharide contents in sludge with WC and CST:(a)protein (under acidic conditions):(b)polysaccharide (under acidic conditions);(c)protein (under alkaline conditions);(d)polysaccharide (under alkaline conditions) 表2污泥各层组EPS中蛋白质和多糖与WC和CST的Pearson相关系数 Table 2 Coefficients of Pearson correlation between protein,polysaccharide and WC/CST 调理方式EPS组分 EPS分层 WC CST 调理方式ES组分 EPS分层 WC CST S-EPS -0.994* -0.971* S-EPS 0.959* 0.976# 蛋白质 LB-EPS -0.966# -0.965* 蛋白质 LB-EPS 0.943 0.925 TB-EPS 0.968* 0.951* TBEPS -0.938 -0.959“ 酸调理① S-EPS -0.960# -0.980* 碱调理2 S-EPS 0.942 0.955 多糖 LB-EPS -0.943# -0.907* 多糖 LB-EPS 0.914 0.906 TB-EPS 0.941# 0.945* TB-EPS -0.923 -0.904 注：‘p<0.05,#p<0.01,①样本数n=7,②样本数n=5. 碱性条件下，TB-EPS层中束缚水释放的同时，由于污 性越低，聚合度越高的有机物后出峰.峰强()与有机 泥絮体及溶液中EPS的变性增强其与水的结合能力， 物含量有关，含量越高，峰强越强，反之峰强越弱.污 因此束缚水含量升高，污泥脱水性能下降 泥SEPS层中有机物的液相色谱如图6(a)所示，有机 2.5污泥中有机物水解分析 酸含量变化如图6()所示.可以看出，甲酸、乙酸和 反相高效液相色谱分析中有机物的出峰顺序与样 丙酸出峰的保留时间(T)分别是5.77、8.84和 品的相对分子质量和极性有关.一般地，相对分子质 18.12min,酸性条件(pH2.02)和碱性条件（pH 量小，极性强的有机物先出峰：相对分子质量越大，极 12.01)下污泥SEPS层中有机物含量均明显大于中性
工程科学学报，第 37 卷，第 10 期 图 4 污泥各层组 EPS 中蛋白质和多糖与 WC 和 CST 的相关性． ( a) 蛋白质( 酸性条件) ; ( b) 多糖( 酸性条件) ; ( c) 蛋白质( 碱性条件) ; ( d) 多糖( 碱性条件) Fig． 4 Correlation of protein and polysaccharide contents in sludge with WC and CST: ( a) protein ( under acidic conditions) ; ( b) polysaccharide ( under acidic conditions) ; ( c) protein ( under alkaline conditions) ; ( d) polysaccharide ( under alkaline conditions) 表 2 污泥各层组 EPS 中蛋白质和多糖与 WC 和 CST 的 Pearson 相关系数 Table 2 Coefficients of Pearson correlation between protein，polysaccharide and WC /CST 调理方式 EPS 组分 EPS 分层 WC CST 酸调理① 蛋白质 S-EPS － 0. 994＊＊ － 0. 971＊＊ LB-EPS － 0. 966＊＊ － 0. 965＊＊ TB-EPS 0. 968＊＊ 0. 951＊＊ S-EPS － 0. 960＊＊ － 0. 980＊＊ 多糖 LB-EPS － 0. 943＊＊ － 0. 907＊＊ TB-EPS 0. 941＊＊ 0. 945＊＊ 调理方式 EPS 组分 EPS 分层 WC CST 碱调理② S-EPS 0. 959＊＊ 0. 976＊＊ 蛋白质 LB-EPS 0. 943* 0. 925* TB-EPS － 0. 938* － 0. 959＊＊ S-EPS 0. 942* 0. 955* 多糖 LB-EPS 0. 914* 0. 906* TB-EPS － 0. 923* － 0. 904* 注: * p ＜ 0. 05，＊＊p ＜ 0. 01，① 样本数 n = 7，② 样本数 n = 5． 碱性条件下，TB-EPS 层中束缚水释放的同时，由于污 泥絮体及溶液中 EPS 的变性增强其与水的结合能力， 因此束缚水含量升高，污泥脱水性能下降． 2. 5 污泥中有机物水解分析 反相高效液相色谱分析中有机物的出峰顺序与样 品的相对分子质量和极性有关． 一般地，相对分子质 量小，极性强的有机物先出峰; 相对分子质量越大，极 性越低，聚合度越高的有机物后出峰． 峰强( I) 与有机 物含量有关，含量越高，峰强越强，反之峰强越弱． 污 泥 S-EPS 层中有机物的液相色谱如图 6( a) 所示，有机 酸含量变化如图 6( b) 所示． 可以看出，甲酸、乙酸和 丙酸 出 峰 的 保 留 时 间 ( T ) 分 别 是 5. 77、8. 84 和 18. 12 min，酸 性 条 件 ( pH 2. 02 ) 和 碱 性 条 件 ( pH 12. 01) 下污泥 S-EPS 层中有机物含量均明显大于中性 ·1392·
邢奕等：不同H值下胞外聚合物对污泥脱水性能及束缚水含量的影响 ·1393· (）△ 33 口束缚水含量S蛋白质) 3.3 口束缚水含量S多糖 △束缚水含量B-蛋白质) ▣ △束缚水含量LB-多糖 0 O束缚水含量IB-蛋白质) O束缚水含量(TB多糖) 3.0 -0.8785 R=0.9137 束缚水含量(TB-多糖) 2.7 束缚水含量6-蛋白质)石 2.7 △ D 2.4 R2-=0.8276 2.4 束缚水含量 2=0.7650 △ ▣。 TB-蛋白质) 束缚水含量 2.1 2.1 =0.7327 p (TB-多棋 =0.8317 束缚水含量 束缚水含量 18 B蛋白质A 0 18 LB-多糖)△ 0 0 300 600 2000 3000 4000 50 100 150400500600700800 蛋白质的质量浓度mg·L) 多糖的质量浓度mgL) 4.8 d 0 R-=0.8708 R2-0.8287 45 束缚水含量 R2-0.8872 4.5 LB-蛋白质) 束缚水含量 束缚水含量 =0.8313 LB多糖 出 TB-蛋白质) 出 束缚水含量 4.2 42 TB-多糖) 0 4 3.9 0 3.9 =0.9238 束缚水含量S蛋白质) R2-09361 束缚水含量S-多被) 3.6 3.6 口束缚水含量S-蛋白质) 口束缚水含量(S多糖) △h △束缚水含量LB-蛋白质) △束缚水含量LB多糖 0 3.3 么 O束缚水含量TB-蛋白质) 3.3 &口 O桌缚水含量(TB多糖) 05001000150020002500300035004000 0 100200300400500600700800 蛋白质的质量浓度(mg·L 多糖的质是浓度(mg·L 图5污泥各层组ES中蛋白质和多糖与束缚水含量的相关性.()蛋白质（酸性条件）：(b)多糖（酸性条件）：()蛋白质（碱性条件）： (d)多糖（碱性条件） Fig.5 Correlation of protein and polysaccharide contents in sludge with bound water content:(a)protein (under acidic conditions):(b)polysac- charide (under acidic conditions):(c)protein (under alkaline conditions):(d)polysaccharide (under alkaline conditions) 表3污泥各层组EPS中蛋白质和多糖与束缚水含量的Pearson相关系数 Table 3 Coefficients of Pearson correlation between protein,polysaccharide and bound water content 调理方式 EPS组分 EPS分层 束缚水含量 调理方式 EPS组分 ES分层 束缚水含量 S-EPS -0.963# S-EPS 0.971* 蛋白质 LB-EPS -0.927“ 蛋白质 LB-EPS 0.950* TB-EPS 0.925# TB-EPS -0.957 酸调理① 碱调理② S-EPS -0.948“ S-EPS 0.976 多糖 LB-EPS -0.882# 多糖 LB-EPS 0.934 TB-EPS 0.897# TB-EPS -0.935* 注：p<0.05,#p<0.01,①样本数n=7,2样本数n=5. 条件.随着酸性增强，污泥SEPS层中有机酸的含量 2.6 污泥SEPS中有机官能团变化 先升高后降低，这可能是由于污泥中酸度过强，抑制了 傅里叶红外光谱属分子吸收光谱，广泛应用于蛋 有机酸的生成：随着碱性增强，污泥SES层中有机酸 白质、多糖等生物大分子的结构研究3-则.选取具有 含量大幅升高，这可能是由于EPS从污泥絮体剥落进 代表性pH值的污泥样品作傅里叶红外光谱分析，通 入液相的同时还发生了不同程度的水解，大分子有机 过谱图上红外吸收峰的变化对S王PS表面官能团进行 物（蛋白质和多糖）水解为小分子有机物，导致有机酸 比较，从而直观地判断pH值对污泥SEPS物质转化 含量升高 的影响.不同pH值下提取所得的污泥SEPS的红外
邢 奕等: 不同 pH 值下胞外聚合物对污泥脱水性能及束缚水含量的影响 图 5 污泥各层组 EPS 中蛋白质和多糖与束缚水含量的相关性． ( a) 蛋白质( 酸性条件) ; ( b) 多糖( 酸性条件) ; ( c) 蛋白质( 碱性条件) ; ( d) 多糖( 碱性条件) Fig． 5 Correlation of protein and polysaccharide contents in sludge with bound water content: ( a) protein ( under acidic conditions) ; ( b) polysaccharide ( under acidic conditions) ; ( c) protein ( under alkaline conditions) ; ( d) polysaccharide ( under alkaline conditions) 表 3 污泥各层组 EPS 中蛋白质和多糖与束缚水含量的 Pearson 相关系数 Table 3 Coefficients of Pearson correlation between protein，polysaccharide and bound water content 调理方式 EPS 组分 EPS 分层 束缚水含量 酸调理① S-EPS － 0. 963＊＊ 蛋白质 LB-EPS － 0. 927＊＊ TB-EPS 0. 925＊＊ S-EPS － 0. 948＊＊ 多糖 LB-EPS － 0. 882＊＊ TB-EPS 0. 897＊＊ 调理方式 EPS 组分 EPS 分层 束缚水含量 碱调理② S-EPS 0. 971＊＊ 蛋白质 LB-EPS 0. 950* TB-EPS － 0. 957* S-EPS 0. 976* 多糖 LB-EPS 0. 934* TB-EPS － 0. 935＊＊ 注: * p ＜ 0. 05，＊＊p ＜ 0. 01，① 样本数 n = 7，② 样本数 n = 5． 条件． 随着酸性增强，污泥 S-EPS 层中有机酸的含量 先升高后降低，这可能是由于污泥中酸度过强，抑制了 有机酸的生成; 随着碱性增强，污泥 S-EPS 层中有机酸 含量大幅升高，这可能是由于 EPS 从污泥絮体剥落进 入液相的同时还发生了不同程度的水解，大分子有机 物( 蛋白质和多糖) 水解为小分子有机物，导致有机酸 含量升高． 2. 6 污泥 S-EPS 中有机官能团变化 傅里叶红外光谱属分子吸收光谱，广泛应用于蛋 白质、多糖等生物大分子的结构研究［33--34］． 选取具有 代表性 pH 值的污泥样品作傅里叶红外光谱分析，通 过谱图上红外吸收峰的变化对 S-EPS 表面官能团进行 比较，从而直观地判断 pH 值对污泥 S-EPS 物质转化 的影响． 不同 pH 值下提取所得的污泥 S-EPS 的红外 ·1393·
·1394. 工程科学学报，第37卷，第10期 650 1200 (a) 甲酸 pH-2.02 0一甲酸 (b) 600 5.77 plH=7.23 1000 。一乙酸 pH=12.01 一-丙酸 550 800 300 乙酸 600 200 丙酸 400 100 200 608 8g& 10 15 20 0124567891011121314 时间min pH 图6不同pH值下污泥SEPS层的液相色谱图(a)及有机酸含量(b) Fig.6 Liquid chromatogram (a)and organic acid content (b)of S-EPS at various pH values 光谱如图7所示.可以明显看出，原污泥和酸、碱条件 下污泥中SEPS的谱线十分类似，分别在3403、2926、 100 1625、1434和1114cm处出现较为明显的吸收峰.在 0 3403cm附近范围内出现一强且宽的峰，这是羟基官 60 能团O一H伸缩振动引起的，说明SEPS中有大量多 pH 糖存在；在2926cmˉ处明显的吸收峰是CH,的不对称 40 2.02 412 伸缩振动的表现：在1625cm处的强肩峰是由C=0 20 2926 7.23 9.09 1434 的伸缩振动引起的，是酰胺基的特征峰，表明SEPS中 -12.01 1625 蛋白质的存在；在1434cm处的小肩峰是由C=0的 3403 1114 4000 3500 3000 25002000 15001000 500 伸缩振动引起的，说明有大量羧基存在；在1088cm 波数eml 处出现强度最强的峰是多聚糖类物质的特征峰：在 图7污泥SES的傅里叶红外谱图 1000~500cm区域出现的吸收峰，是红外光谱的“指 Fig.7 FTIR spectra of S-EPS 纹区” 和SEPS,不溶态EPS转化为可溶态EPS从污泥絮体 与原污泥相比，酸、碱条件下红外图谱中3394、 表面剥落进入污泥液相，束缚水得到释放.并且污泥 1636、1428和1088cm1处吸收峰的峰强均明显增强， 各EPS层组均与WC、CST以及束缚水含量具有很强 说明官能团含量增多.但是，碱性条件下吸收峰的峰 的相关性，其中SEPS是影响污泥脱水性能以及束缚 强明显大于酸性条件，说明碱性条件下官能团的含量 水含量的最重要因素 较多.上述实验表明酸、碱作用下，大量蛋白质和多糖 (3)EPS从污泥絮体表面溶解剥落的同时还水解 由不溶态转变为溶解态，进入污泥液相，导致酰胺基和 产生有机酸等小分子有机物，从而导致污泥SEPS层 多聚糖(3394、1636和1088cm1)含量的增加，与先前 中有机官能团总量和种类的明显增多. “TB-EPS含量减少，SEPS含量增多”实验结果相一 致；并且TB-EPS和LB-EPS在溶解剥落的同时还水解 参：考文献 产生羧酸、羧酸盐等小分子有机物，导致羧基 (1428cm)含量的大幅度增加，这与甄广印等的 [Feng X,Deng J,Lei H,et al.Dewaterability of waste activated sludge with ultrasound conditioning.Bioresour Technol,2009, 实验结果相一致. 100(3):1074 3结论 Chen Y,Chen Y S,Gu G.Influence of pretreating activated sludge with acid and surfactant prior to conventional conditioning (1)不同pH值对污泥脱水性能的影响存在差 on filtration dewatering.Chem Eng J,2004,99 (2):137 异.酸性条件下，污泥中束缚水的含量减少，脱水性能 B] Tokumura M,Sekine M,Yoshinari M,et al.Photo-Fenton 明显好于中性条件，并在pH3.O3时污泥滤饼含水率 process for excess sludge disintegration.Process Biochem,2007, 42(4):627 和CST均降至最低，分别为60.8%和25.4s:碱性条件 4]Thapa K B,Qi Y,Clayton S A,et al.Lignite aided dewatering of 下，污泥中束缚水的含量明显增加，污泥滤饼含水率和 digested sewage sludge.Water Res,2009,43 (3):623 CST均大幅升高，污泥脱水性能恶化. [5]Yuan H,Cheng X,Chen S,et al.New sludge pretreatment meth- (2)酸、碱作用下，部分TB-EPS转变为LB-EPS od to improve dewaterability of waste activated sludge.Bioresour
工程科学学报，第 37 卷，第 10 期 图 6 不同 pH 值下污泥 S-EPS 层的液相色谱图( a) 及有机酸含量( b) Fig． 6 Liquid chromatogram ( a) and organic acid content ( b) of S-EPS at various pH values 光谱如图 7 所示． 可以明显看出，原污泥和酸、碱条件 下污泥中 S-EPS 的谱线十分类似，分别在 3403、2926、 1625、1434 和 1114 cm － 1 处出现较为明显的吸收峰． 在 3403 cm － 1 附近范围内出现一强且宽的峰，这是羟基官 能团 O—H 伸缩振动引起的，说明 S-EPS 中有大量多 糖存在; 在 2926 cm － 1 处明显的吸收峰是 CH2的不对称 伸缩振动的表现; 在 1625 cm － 1 处的强肩峰是由 C O 的伸缩振动引起的，是酰胺基的特征峰，表明 S-EPS 中 蛋白质的存在; 在 1434 cm － 1 处的小肩峰是由 C O 的 伸缩振动引起的，说明有大量羧基存在; 在 1088 cm － 1 处出现强度最强的峰是多聚糖类物质的特征峰; 在 1000 ～ 500 cm － 1 区域出现的吸收峰，是红外光谱的“指 纹区”． 与原污泥相比，酸、碱 条 件 下 红 外 图 谱 中 3394、 1636、1428 和 1088 cm － 1 处吸收峰的峰强均明显增强， 说明官能团含量增多． 但是，碱性条件下吸收峰的峰 强明显大于酸性条件，说明碱性条件下官能团的含量 较多． 上述实验表明酸、碱作用下，大量蛋白质和多糖 由不溶态转变为溶解态，进入污泥液相，导致酰胺基和 多聚糖( 3394、1636 和 1088 cm － 1 ) 含量的增加，与先前 “TB-EPS 含量减少，S-EPS 含量增多”实验结果相一 致; 并且 TB-EPS 和 LB-EPS 在溶解剥落的同时还水解 产 生 羧 酸、羧 酸 盐 等 小 分 子 有 机 物，导 致 羧 基 ( 1428 cm － 1 ) 含量的大幅度增加，这与甄广印等［35］ 的 实验结果相一致． 3 结论 ( 1) 不同 pH 值对污泥脱水性能的影响存在差 异． 酸性条件下，污泥中束缚水的含量减少，脱水性能 明显好于中性条件，并在 pH 3. 03 时污泥滤饼含水率 和 CST 均降至最低，分别为 60. 8% 和 25. 4 s; 碱性条件 下，污泥中束缚水的含量明显增加，污泥滤饼含水率和 CST 均大幅升高，污泥脱水性能恶化． ( 2) 酸、碱作用下，部分 TB-EPS 转变为 LB-EPS 图 7 污泥 S-EPS 的傅里叶红外谱图 Fig． 7 FTIＲ spectra of S-EPS 和 S-EPS，不溶态 EPS 转化为可溶态 EPS 从污泥絮体 表面剥落进入污泥液相，束缚水得到释放． 并且污泥 各 EPS 层组均与 WC、CST 以及束缚水含量具有很强 的相关性，其中 S-EPS 是影响污泥脱水性能以及束缚 水含量的最重要因素． ( 3) EPS 从污泥絮体表面溶解剥落的同时还水解 产生有机酸等小分子有机物，从而导致污泥 S-EPS 层 中有机官能团总量和种类的明显增多． 参 考 文 献 ［1］ Feng X，Deng J，Lei H，et al． Dewaterability of waste activated sludge with ultrasound conditioning． Bioresour Technol，2009， 100( 3) : 1074 ［2］ Chen Y，Chen Y S，Gu G． Influence of pretreating activated sludge with acid and surfactant prior to conventional conditioning on filtration dewatering． Chem Eng J，2004，99( 2) : 137 ［3］ Tokumura M，Sekine M， Yoshinari M， et al． Photo-Fenton process for excess sludge disintegration． Process Biochem，2007， 42( 4) : 627 ［4］ Thapa K B，Qi Y，Clayton S A，et al． Lignite aided dewatering of digested sewage sludge． Water Ｒes，2009，43( 3) : 623 ［5］ Yuan H，Cheng X，Chen S，et al． New sludge pretreatment method to improve dewaterability of waste activated sludge． Bioresour ·1394·
邢奕等：不同H值下胞外聚合物对污泥脱水性能及束缚水含量的影响 ·1395· Technol,2011,102(10):5659 Water Res.1997,31(4):749 [6]Xie HH,Ma H L,Chi Y,et al.Bound water measurement meth- 220]Vaxelaire J,Cezac P.Moisture distribution in activated sludges: ods and moisture distribution within sewage sludge.J Zhejiang a review.Water Res,2004,38(9)2215 Unin Eng Sci,2012,46(3):503 [21]Yu G H,He P J,Shao L M,et al.Enzyme activities in activa- (谢浩辉，麻红磊，池涌，等.污泥结合水测量方法和水分分 ted sludge flocs.Appl Microbiol Biotechnol,2007,77(3):605 布特性.浙江大学学报：工学版，2012,46(3)：503) [2]Lowry O H,Rosebrough NJ,Farr A L,et al.Protein measure- Xun R,Wang W,Qiao W.Water distribution and dewatering per- ment with the Folin phenol reagent.J Biol Chem,1951,193 formance of the hydrothermal conditioned sludge.Enriron Sci, (1):265 2009,30(3):851 [23]Riesz P,Berdahl D,Christman C L.Free radical generation by (苟锐，王伟，乔玮.水热改性污泥的水分布特征与脱水性能 ultrasound in aqueous and nonaqueous solutions.Enriron Health 研究.环境科学，2009,30(3)：851) Perspect,1985,64:233 8]Ma W,Zhao Y Q,Kearney P.A study of dual polymer condition- 24]Xin M H,Li M C,Xu J R,et al.Determination of formic acid, ing of aluminum-based drinking water treatment residual.J Enri- propionic acid and succinic acid in acid rain with reversed-phase ron Sci Health Part A,2007,42(7):961 HPLC.Enriron Eng,2003,21(1)57 Xing Y.Hong C.Zhao F.Dewatering performance of sludge mod- (辛梅华，李明春，徐金瑞，等。反相高效液相色谱法测定酸 ified by desulfurization ash.C/ESC J,2013,64(5):1810 雨中的甲酸、乙酸、丙酸等.环境工程，2003,21(1)：57) (邢奕，洪晨，赵凡.脱硫灰调理对污泥脱水性能的影响.化 25] Urbain V.Block J C.Manem J.Bioflocculation in activated 工学报，2013,64(5)：1810) sludge:an analytic approach.Water Res,1993,27(5):829 [10]Bolto B.Gregory J.Organic polyelectrolytes in water treatment. 226]Neyens E,Baeyens J,Dewil R.Advanced sludge Treatment af- Water Res,2007,41(11):2301 fects extracellular polymeric substances to improve activated [11]Chen Y,Yang H,Gu G.Effect of acid and surfactant treatment sludge dewatering.J Hazard Mater,2004,106(2):83 on activated sludge dewatering and settling.Water Res,2001,35 [27]Jin B,Wilen B,Lant P.Impacts of morphological,physical and (11):2615 chemical properties of sludge flocs on dewaterability of activated [12]Zhao Y Q.Enhancement of alum sludge dewatering capacity by sludge.Chem Eng J,2004,98(1)115 using gypsum as skeleton builder.Colloid Suf A,2002,211 28]Colin F,Gazbar S.Distribution of water in sludges in relation to (2):205 their mechanical dewatering.Water Res,1995,29 (8):2000 [13]Chen J Y,Wu X W.Research of wastewater sludge organic con- 9]Watson D.Molecular Biology of the Gene:CD-ROM.India: ditioning concentration and inorganic conditioning dewatering Pearson Education,2004 technology.Chin J Enriron Eng,2009,3(3):529 0]Forster C F.Factors involved in the settlement of activated (陈嘉偷，吴学伟.污水污泥有机调质浓缩和无机调质脱水 sludge:I.Nutrients and surface polymers.Water Res,1985,19 工艺研究.环境工程学报，2009,3(3)：529) (10):1259 [14]He W Y,Yang H Z,Gu G W.Acid treatment of waste activated B1]Houghton J1,Stephenson T.Effect of influent organic content on sludge for better dewaterability.Environ Pollut Control,2006 digested sludge extracellular polymer content and dewaterability 28(9):680 Water Res,2002,36(14):3620 (何文远，杨海真，顾国维.酸处理对活性污泥脱水性能的 32]Watson J D.Molecular Biology of the Gene.6th Ed.Benjamin/ 影响及其作用机理.环境污染与防治，2006,28(9)：680) Cummings Publishing Company,2008 [15]Devlin D C,Esteves S RR,Dinsdale R M,et al.The effect of 3]Tong Y P,Li W,Lin Y W.Study of conformation of serum albu- acid pretreatment on the anaerobic digestion and dewatering of min by FTIR.Spectrosc Spectral Anal,1999,19 (5):704 waste activated sludge.Bioresour Technol,2011,102(5):4076 (童义平，李伟，林燕文.傅里叶红外光谱研究血清白蛋白 [16]Keiding K,Wybrandt L,Nielsen P.Remember the water:a 构象.光谱学与光谱分析，1999,19(5)：704) comment on EPS colligative properties.Water Sci Technol,2001, 34]Boulet J C,Williams P,Doco T.A Fourier transform infrared 43(6):17 spectroscopy study of wine polysaccharides.Carbohyd Polym, [17]Yu G H,He P J,Shao L M,et al.Stratification structure of 2007,69(1):79 sludge flocs with implications to dewaterability.Enriron Sci Tech- [35]Zhen G Y,Zhou H Y,Song Y,et al.Influence of combination nod,2008,42(21):7944 sodium dodecyl benzene sulfonate (SDBS)and alkaline pretreat- [18]Laspidou C S,Rittmann B E.A unified theory for extracellular ment on sludge dewaterability.Environ Chem,2010,29 (6): polymeric substances,soluble microbial products,and active and 1106 inert biomass.Water Res,2002,36 (11):2711 (甄广印，周海燕，宋玉，等.十二烷基苯磺酸纳(SDBS)氢 [19]Poxon T L,Darby J L.Extracellular polyanions in digested 氧化钠耦合污泥脱水技术研究.环境化学，2010,29(6)： sludge:measurement and relationship to sludge dewaterability, 1106)
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