fenton氧化消解處理污水處理廠污泥試驗研究[畢業(yè)論文+開題報告+文獻綜述]

1、<p>　　本科畢業(yè)設計(論文)</p><p><b>　?。ǘ?屆）</b></p><p>　　Fenton氧化消解處理污水處理廠污泥試驗研究</p><p>　　所在學院 </p><p>　　專業(yè)班級 環(huán)境工程

2、 </p><p>　　學生姓名 學號 </p><p>　　指導教師 職稱 </p><p>　　完成日期 年 月 </p><p><b>　　摘 要</b></p>

3、;<p>　　利用Fenton試劑的強氧化性破解污泥中的EPS，并通過釋放出的多聚糖、蛋白質濃度以及SCOD的變化表征EPS的破解程度，重點考察pH、反應時間、H2O2/Fe2+、溫度等條件對EPS破解的影響，旨在找出類Fenton試劑氧化污泥的適宜條件，結果表明:pH3, H2O2和Fe2+投加量分別為8g/L和0.5g/L,反應時間90min為Fenton氧化破解污泥的最佳反應條件。該條件下經Fenton氧化，污泥上清

4、液中的SCOD、多聚糖濃度分別由162.5mg/L、24.01mg/L增加到4537.5mg/L、182.29mg/L；該條件下, Fenton氧化法能有效破解污泥,提高污泥的沉降性,改善污泥的脫水性,有利于污泥的減量化與資源化利用。</p><p>　　關鍵字：Fenton氧化; 剩余污泥; 多聚糖; TSS</p><p>　　Study of Sewage Sludge Disint

5、egration by Fenton Oxidation </p><p><b>　　Abstract</b></p><p>　　Fenton oxidation was used to disintegrate EPS of sludge with its strong oxidation ability. The concentration of polysa

6、ccharide, protein and the change of soluble chemical oxygen demand (SCOD) disintegrated from EPS represent the EPS disintegration degree. The objective of this study was to optimize the operational conditions for EPS dis

7、integration with Fenton oxidation. It was shown that the optimal operational conditions were as following: pH3, reaction time = 90min, H2O2/Fe2+ (weight dosage ra</p><p>　　Keywords: Fenton Oxidation; Sewage

8、sludge; Polysaccharide;total suspended solid ( TSS)</p><p><b>　　目錄</b></p><p><b>　　1緒論1</b></p><p>　　1.1 污泥的產生、處理和處置1</p><p>　　1.1.1 城市污泥的產生1

9、</p><p>　　1.1.2 污泥的來源及種類1</p><p>　　1.1.3 污泥的理化性質2</p><p>　　1.1.4 污泥的處理與處置5</p><p>　　1.2 胞外聚合物的性質及其對污泥性質的影響6</p><p>　　1.2.1 胞外聚合物的組成和性質6</p><

10、;p>　　1.2.2 胞外聚合物對活性污泥沉降性和絮凝性能的影響6</p><p>　　1.2.3 胞外聚合物對污泥脫水性能的影響7</p><p>　　1.3 Fenton體系的發(fā)展及其在污泥處理方面的應用8</p><p>　　1.3.1 Fenton體系的發(fā)展8</p><p>　　1.3.2 Fenton調理穩(wěn)定剩余污泥

11、的作用機制8</p><p>　　1.3.3 Fenton氧化處理剩余污泥的主要影響因素8</p><p>　　1.3.4 Fenton試劑在污泥處理中的應用9</p><p><b>　　2試驗部分10</b></p><p><b>　　2.1 引言10</b></p>

12、<p>　　2.2 實驗目的10</p><p>　　2.3 實驗儀器和試劑10</p><p>　　2.3.1 實驗儀器10</p><p>　　2.3.2 實驗試劑10</p><p>　　2.4 主要特征參數與測定方法10</p><p>　　2.4.1 pH10</p>&l

13、t;p>　　2.4.2 含水率10</p><p>　　2.4.3 TSS（總懸浮固體）11</p><p>　　2.4.4 SCOD11</p><p>　　2.4.5 多聚糖濃度11</p><p>　　2.5 供試污泥11</p><p>　　2.6 實驗內容11</p><

14、p>　　3 結果與討論13</p><p>　　3.1 正交試驗結果分析13</p><p>　　3.2 pH對EPS破解的影響13</p><p>　　3.3 雙氧水用量對EPS破解的影響14</p><p>　　3.4 Fe2+ 投加量對EPS破解的影響15</p><p>　　3.5 反應時間對E

15、PS破解的影響16</p><p><b>　　4總結與展望17</b></p><p><b>　　參考文獻18</b></p><p>　　致謝錯誤!未定義書簽。20</p><p><b>　　1緒論</b></p><p>　　1.1 污

16、泥的產生、處理和處置</p><p>　　1.1.1 城市污泥的產生</p><p>　　隨著城市化進程的加快和人們生活水平的不斷提高，公眾對環(huán)境問題越來越關注，對環(huán)境質量的要求也日漸提高。為防止水域污染、該改善生態(tài)環(huán)境，我國大部分城市建設了集中式城市生活污水處理廠?，F行的污水處理技術主要通過微生物代謝作用聯(lián)合必要的物理化學方法，將污水中的污染物大量轉移到剩余污泥[1-3]中，其實質是污染

17、物的相轉移，水污染問題被轉換成固體廢物的處理處置問題。由于技術、環(huán)境、經濟、社會和法律等多方面的原因，剩余污泥的處理處置已經成為目前世界范圍內污水處理面臨的一個瓶頸難題[5]。</p><p>　　截至2004年底，我國共建成城市污水處理廠708座，城市污水處理能力達7.387×107m3/d[7]。按污泥產量占處理水量的0.3-0.5%（以含水率97%計）計算，我國城市污水廠污泥的產量為（76.02-

18、126.70）×103m3/d。剩余污泥含水量高達98%，導致剩余污泥具有龐大的體積；剩余污泥有機質含量高達70%，而且含有大量的寄生蟲卵、病原微生物及重金屬等，易腐爛，具有強烈的臭味[10]；另外，從剩余污泥中不斷檢測出各種持久性有機物、內分泌干擾物等，增加了污泥的毒性和處理難度。2005年我國的污水污泥產量高達350萬噸（干污泥），且在高速增長。如此大量的剩余污泥如果不妥善處理處置，將形成二次污染。城市污泥處理中，國內外工

19、業(yè)界普遍采用傳統(tǒng)的濃縮－穩(wěn)定（消化）－脫水－處置（填埋或農用或焚燒）。處理費用非常昂貴，污水處理廠剩余污泥的處理處置費用通常約占整個污水處理廠費用的25-65%[4]。我國污泥處理起步較晚，投資不足、技術落后，因此造成約80%污水處理廠的污泥得不到妥善處理被排入環(huán)境，造成二次污染，花費巨資建設并運行的污水處理廠對環(huán)境的改善作用被極大削弱。因此，如何將產量大、成</p><p>　　1.1.2 污泥的來源及種類&l

20、t;/p><p>　　生活污水和工業(yè)廢水[5-8]的處置過程中分離或截流的固體物質統(tǒng)稱為污泥。污泥作為污水處理的副產物通常含有大量的有毒、有害或對環(huán)境產生負面影響的物質。污泥中的固體物質可能是污水中早已存在，如各種自然沉淀池中截流的懸浮物質；也可能是污水處理過程中轉化形成的，如生物處理和化學處理過程中，由原來的溶解性物質和膠體物質轉化而來的生物絮體和懸浮物質；還可能是污水處理過程中投加的化學藥劑帶來的。</p&

21、gt;<p>　　污泥的性質和組成主要取決于污水的來源，同時還和污泥處理工藝有密切關系。按污水處理工藝的不同，污泥可分為以下幾種[9]：</p><p>　　初沉污泥：來自污水處理的初沉池。</p><p>　　剩余污泥：來自污水生物處理系統(tǒng)的二沉池或生物反應池。</p><p>　　消化污泥：經過厭氧消化或好氧消化處理后的污泥。</p>

22、<p>　　化學污泥：用混凝、化學沉淀等化學方法處理污水時所產生的污泥。</p><p>　　表1-1 不同污水處理工藝的污泥產量（干污泥/污水，g/ m3）</p><p>　　1.1.3 污泥的理化性質</p><p>　　污泥的理化性質主要包括：含水（固）率、胞外聚合物（EPS）有機（揮發(fā)性）和無機物（灰分）的含量、植物養(yǎng)分含量、有害物質（重金屬）

23、含量等。城市污水處理廠污泥是以有機物為主，有一定的反應活性，理化特性隨處理狀況的變化而不同，相關數據分別列于下表中。</p><p>　　城市污水處理廠污泥主要來自初沉池污泥和剩余活性污泥，含水率高達95~99.5%，初沉污泥正常情況下為棕褐色，腐敗后變?yōu)榛液谏?，pH5.5~7.5,略偏酸性，含固率約2~4%，固體物質以有機物為主，主要包含蛋白質、碳水化合物和脂肪。剩余污泥為絮狀黃褐色，pH6.5~7.5，含固率

24、約0.5~0.8%，固體物質基本是生物殘體，有機組分常在70~80%，污泥齡較短的污泥極易發(fā)臭。濃縮污泥為灰黑色，pH6.5~7.5。污泥的固體物質有5部分組成：具有活性的微生物群體；微生物自身氧化殘留物（這部分物質難降解）；不易被微生物降解的惰性有機物；無機物質；容易降解的有機物。污泥中主要有害物質為重金屬和病原菌微生物，其中重金屬是限制污泥大規(guī)模土地利用的最重要因素。未經處理的污泥中含有各種病原菌和寄生蟲可以通過各種途徑傳播，危害人

25、畜健康，并對植被產生影響，這也是限制污泥土地利用的因素之一。</p><p>　　我國居民食品結構與發(fā)達國家不同，因而城市污泥的性質與國外有所差異。有研究表明我國城市污泥有機物含量較低，約為36.63%，氮、磷、鉀的平均含量約為2.75、1.03、0.74%。而由于城市居民消費的肉類和奶制品較少，致使污泥所含有機物中淀粉、糖類、纖維素等碳水化合物含量高（50%），而脂肪和蛋白質含量低（分別為20%和30%）。此外

26、，我國城市污水污泥含有較高的熱值，C:N約（10~20）：1，pH6.5~7.0，總堿度16~26mg/L。城市污水處理廠污泥的基本性質見下表1-2。</p><p>　　表1-2 城市污水處理廠污泥的基本性質</p><p>　　污泥中又含有豐富的N、P、K等營養(yǎng)元素及植物所必須的各種微量元素Ca、Mg、Cu、Zn、Fe等,能夠改良土壤結構,增加土壤肥力,促進作物的生長。我國污水廠污泥熱

27、值較高,發(fā)熱量約為8 360 kJ/kg。一般情況下,只要控制好含水率,污泥不需要添加輔助燃料能自持燃燒,可作為非常規(guī)能源使用。例如,干燥后相當于褐煤,可以直接當燃料或發(fā)酵產生沼氣做燃氣使用等。</p><p><b>　　1）含水（固）率</b></p><p>　　單位質量污泥所含水分的質量百分數稱為含水率，相應的固體物質在污泥中所占的百分數，稱為含固率。污泥含水

28、率一般都很高，而含固率較低，相對密度接近于1。幾種有代表性的污泥含水率及其狀態(tài)見表1-3、1-4。</p><p>　　表1-3代表性污泥的含水率</p><p>　　表1-4污泥含水率及其狀態(tài)</p><p>　　2）胞外聚合物（EPS）</p><p>　　污泥中含有大量的胞外聚合物（EPS），EPS是細菌細胞壁周圍用以保護細胞并阻止其脫

29、水的小合膠囊或粘液的聚合體，決定污泥的理化性質和生物特性。其質量（包括其結合水）約占污泥固體質量的80%[12-13]，主要成分是具有親水性和粘性的多聚糖、蛋白質、核酸、脂質和DNA等高分子物質，這些由長鏈分子構成的物質大多為有機物。污泥中的有機物組成見表1-5。</p><p>　　表1-5污泥中的有機物組成</p><p>　　由表可知，污泥中有機物含量較多，C、H、N、O組成約為：5

30、0.8、7.56、6.11、33.5%。有機物可以用來改善土壤顆粒的滲透性、通透性和聚集性，提高保水性和保肥性，是良好的土壤改良劑。只有當EPS中的有機物質釋放出來時，才能被植物吸收，表現出肥力。因此，不論從污泥脫水或是從農用的角度來講，EPS破解都是值得研究的。</p><p>　　3）植物養(yǎng)分含量和熱值</p><p>　　植物生長必需的常量營養(yǎng)元素包括碳、氮、磷、鉀、鈣、錳和硫，其中

31、氮、磷、鉀最容易缺乏，常需要以肥料的形式添加到土壤中。盡管污泥中含有的常量營養(yǎng)元素和微量營養(yǎng)元素與土壤的需要量比起來相對較少，但它們可以提供土壤所需的各種營養(yǎng)元素，包括氮、磷、鉀、鈣、錳以及其他必需的微量營養(yǎng)元素，其中氮、磷、鉀在污泥中的資源化利用方面起著非常重要的作用。</p><p>　　污泥因含有機物而具有燃料價值。污泥熱值較高，干燥后相當于褐煤，可以直接用作燃料或發(fā)酵產生沼氣作燃料使用。</p>

32、;<p>　　4）有害物質（重金屬）含量</p><p>　　污水污泥雖然含有大量的有機質及氮、磷等植物養(yǎng)料，但也富集了污水中50~80%以上的重金屬。我國多數城市污泥中Cu、Zn、Pb、Cr等重金屬含量均可達數百至數千mg/kg，而某些工業(yè)污泥中重金屬（如Cr）甚至可高達4%。因此，了解重金屬的種類和含量是對城市污泥進行合理處置利用的基礎。</p><p>　　重金屬是指密

33、度在5.0以上的45種元素。砷、硒是非重金屬，但是它們的毒性及某些性質與重金屬相似，所以也將它們列入重金屬污染范圍內。環(huán)境污染方面所指的重金屬主要指生物毒性顯著的汞、鎘、鉛、鉻以及類金屬砷，還包括具有毒性的重金屬鋅、銅、鈷、鎳、錫、釩等污染物。</p><p>　　污泥重金屬含量主要取決于城市污水廠中工業(yè)廢水的含量及性質。污水經二級處理后，其重金屬離子50%以上轉移到污泥中。Zn是我國城市污泥中平均含量最高的重金

34、屬，超標率高達55%，其次是Cu、Cr，毒性較大的元素Hg、As含量往往較低。我國城市大量使用鍍鋅管道導致城市污水中Zn含量較高。</p><p>　　1.1.4 污泥的處理與處置</p><p>　　污水污泥處理處置是污水處理中的重要組成部分，其處理程度的好壞是評價污水處理狀況的重要標準。我國，污泥處理費用約占污水處理廠總運行費用的20~50%，投資占污水處理廠總投資的30~40%，發(fā)達

35、國家污泥處理投資約占總投資的50~70%。由此看出，我國的污泥處理處置處于滯后狀態(tài)，污泥處理與處置的目的主要有：減量化、穩(wěn)定化、無害化和資源化。目前，污泥的處理已由過去的濃縮、脫水、干化、露天簡易堆放等初級處理發(fā)展到堆肥發(fā)酵、衛(wèi)生填埋、焚燒發(fā)電、生產各種建筑材料等資源化處理階段，各種新技術不斷涌現。作為最終固體廢物的處置，污泥主要采用焚燒、衛(wèi)生填埋和土地利用等技術。</p><p>　　污泥的衛(wèi)生填埋始于20世紀

36、60年代，是目前我國污泥處置的主要方法。其優(yōu)點是投資省，運行費用低、操作簡單、管理方便、適應能力強，缺點是占地面積大、易滲漏污染地下水或地表水。此外，高含水率、高粘度給填埋操作帶來困難，會堵塞滲濾液收集系統(tǒng)，威脅填埋場安全。隨著可供填埋空間的減少，污泥量的不斷增加、監(jiān)管措施越來越嚴，污泥處置方法中填埋所占的比例正逐漸減少。美國環(huán)保局估計今后20年內,美國現有80%的填埋場將關閉。</p><p>　　污泥焚燒是最

37、徹底的污泥處置方法，它能使有機物全部碳化，殺死病原體，可最大限度的減少污泥體積。但焚燒的設備、能源及操作費用都很昂貴,易產生大氣污染問題。</p><p>　　以上兩種法式由于場地的限制、費用昂貴、造成二次污染等原因相繼被限制或禁止。</p><p>　　污泥土地利用是一種積極有效且安全的處置方法。我國是發(fā)展中國家，又是農業(yè)大國，污泥農用處置是一種符合國情的首選方法?？捎糜谵r田、林地、育苗

38、、草地、公園、高速公路綠化帶和高爾夫球場以及尾礦堆、采石場、露天礦坑的固定等。城市污水處理廠污泥含有N、P等農作物生長所必需的肥料成分,其有機腐殖質是良好的土壤改良劑,將之農用具有良好的環(huán)境效益和經濟效益。通過土地利用可達到污泥的穩(wěn)定化、無害化、資源化的目的。</p><p>　　城市污泥的處理目前存在的問題集中在脫水成本高，垃圾填埋場不愿意處理。大量富含有機物的污泥暴露在空氣中，非常容易發(fā)臭，且不能被當做肥料來

39、使用。這些污泥又會招來蚊蟲蒼蠅，農藥滅蟲又在無形中增加了二度污染的可能。而隨著污水處理廠建立的越來越多，污泥的產量也在增加，但中國重水輕泥又缺乏足夠的資金，讓城市污泥處理陷入一種兩難境地。城市污泥的含水量大，污泥含水率達到80%以后就很難再依靠機械脫水機進一步脫水，常見的方法是采用加熱蒸發(fā)的方法將水除掉，但成本高。 污泥處理成本高，中國資金投入比例不到外國1/4。污泥處理方面的專家認為，生物處理應主導城市污泥處理，這也是當下的

40、國際主流。從城市污泥中提取氨基酸微肥，污泥中的重金屬能提供植物所需要的微量元素，細菌蛋白質正好是植物所需要的氨基酸，殘余污泥制作成了污水處理需要的生物陶粒，一舉多得，能實現污泥的減量化、無害化和資源化。</p><p>　　1.2 胞外聚合物的性質及其對污泥性質的影響</p><p>　　1.2.1 胞外聚合物的組成和性質</p><p>　　胞外聚合物（Extra

41、cellular Polymeric Substances，EPS）是在一定條件下由微生物主要是細菌分泌于體外的高分子聚合物，在細胞外形成保護層，保護細胞免受外部環(huán)境的影響，同時為饑餓環(huán)境中的細胞提供碳源和能源。EPS組成比較復雜，其中主要為多糖和蛋白質，約占EPS總量的70~80%[19-20]；腐殖質、核酸、糖醛酸、脂類和氨基酸等也是EPS中常見的物質。</p><p>　　Sutherland等[27]在早

42、期研究中發(fā)現純培養(yǎng)污泥EPS中含量最高的為多糖。EPS是帶負電荷、高含水的凝膠狀基質，能較長時間固存微生物，利于形成穩(wěn)定的互生微生物菌落。EPS相對分子質量處于幾千到幾百萬范圍內，分子結構還帶有各種各樣的官能團。由于其含有較多的硫酸根、磷酸根和羧基等負電官能團而氨基等正電官能團很少，因而幾乎所有的活性污泥表面電荷都是負值。EPS還可以吸附金屬、非金屬、大分子物質，能與許多金屬離子Cu2+ 、Cr2+ 、Pb2+ 螯合形成多種介太的復合物

43、。EPS能改變污泥表面電荷、絮凝沉淀和脫水性能等性質，進而影響到污泥處理的工藝和費用。</p><p>　　1.2.2 胞外聚合物對活性污泥沉降性和絮凝性能的影響</p><p>　　胞外聚合物可分為緊密粘附的胞外聚合物（Tightly Bound EPS，TB）和松散附著的胞外聚合物（Loosely Bound EPS ，LB）兩部分。</p><p>　　EPS

44、對生物絮凝有促進作用。胞外多糖包裹細胞壁，降低了細胞的有效臨界電勢而發(fā)生絮凝。而EPS中含有脂類、蛋白質等疏水分子，可使污泥表面呈局部疏水性；同時，EPS含有能與二價陽離子結合的陰離子基團，這種高分子聚合物可以在顆粒間起到架橋作用。同時有研究表明：EPS的存在不利于污泥沉降，污泥表面離子化聚合物的濃度和性質決定了污泥表面的電荷，隨著EPS濃度增大，污泥電泳遷移率增大，由于系統(tǒng)間斥力導致污泥沉降性能惡化；并且EPS的主要成分蛋白質、糖類和

45、DNA含量都與SVI成正比關系，認為污泥的沉降性能與高濃度的EPS有關。同時，EPS為高濃度膠體狀態(tài)的生物聚合物，它對污泥的濃縮脫水性能也會產生影響。此外，活性污泥的EPS還能大量吸附溶液中的金屬離子，尤其是重金屬離子與EPS的絡合產物更為穩(wěn)定。</p><p>　　周健等[18]在試驗中發(fā)現EPS與SVI（污泥沉降性）具有明顯的正相關系；負荷對EPS影響顯著，負荷降低，EPS含量增加，SVI增加；但隨著DO增加

46、，EPS增加較少，對SVI影響不大；正交試驗結果表明：負荷決定了EPS含量的高低及污泥的沉降性能，而DO影響較小；低負荷污泥的EPS及其中的多糖含量較高，并且部分可以被生物降解，使EPS對絲狀菌生長產生影響，這可能是低負荷時易發(fā)生污泥膨脹的重要原因。同時發(fā)現pH，EPS和Ca2+對絮體的形成影響顯著。王紅武等研究發(fā)現，LB占總EPS的0.6~13.5%（質量分數）[21]；TB位于細胞體表面，與細胞壁結合牢固；LB在TB外層，結構松散，

47、密度小，有流變特性；LB對污泥的沉降和絮凝性能起著決定性作用，LB含量愈多，污泥的沉降和絮凝性能愈差；而TB對污泥的沉降和絮凝性能基本無影響。</p><p>　　1.2.3 胞外聚合物對污泥脫水性能的影響</p><p>　　污泥脫水性能的表征參數</p><p>　　污泥的毛細吸水時間和過濾比阻抗值是被廣泛用作衡量污泥脫水性能的兩項指標。毛細吸入時間等于污泥與濾

48、紙接觸時，在毛細管作用下，其水分在濾紙上滲透1cm長度的時間，以秒計；比阻抗是指在一定壓力下單位質量的污泥在單位過濾面積上阻力的大小。污泥的毛細吸入時間越短、比阻抗小，污泥的過濾性能越好。但這兩項指標考慮的只是污泥的過濾性，有些污泥的過濾性雖很好，任有大量的水分殘留在污泥中，因此，需考察脫水后泥餅的含固率。</p><p>　　胞外聚合物對污泥脫水性能的影響</p><p>　　Forst

49、er發(fā)現高含水性的EPS，對保護污泥中有機質免于被干燥起著重要的作用，為微生物生存提供了良好的環(huán)境，但其增加的結合水卻成為污泥脫水的一大障礙。在微生物活性污泥中，多糖和蛋白質的結合是EPS中水分的主要來源，Forster和Wingender等[25]人考慮到EPS的總量占活性污泥中微生物總量的80%以上，可以通過降解EPS來改善污泥的脫水性。 </p><p>　　EPS的降解取決于污泥脫水時調節(jié)劑的投加，適當的

50、調節(jié)劑可以破壞泥體的親和力，降低污泥比阻抗；Waston發(fā)現活性污泥EPS中蛋白質的極端溫度和pH條件下降解，可改變原有狀態(tài)；180℃時，污泥中有機體細胞內外蛋白質、多糖的水解能夠引起絮體結構的破壞并釋放水分；同時Wingender等[25]也發(fā)現EPS中的多糖在強酸條件下不穩(wěn)定從而致使酸性水解，污泥細胞結構的破壞致使細胞內物質和水分釋放，進一步改善脫水性能。</p><p>　　1.3 Fenton體系的發(fā)展及

51、其在污泥處理方面的應用</p><p>　　1.3.1 Fenton體系的發(fā)展</p><p>　　在有機化學中，以人名命名的化學反應和試劑很多，而在無機化學中，以人名命名的反應和試劑很少見，Fenton試劑就是這為數不多的其中之一。1894年，法國科學家H.J.HFenton發(fā)現過氧化氫與二價鐵離子相結合的體系具有強氧化性，能氧化多種有機物。為紀念這一發(fā)現，人們將亞鐵鹽和過氧化氫的組合稱

52、為Fenton試劑，由Fenton試劑介導的反應稱為Fenton反應。由于Fenton試劑可將一般有機物完全氧化為無機態(tài)，其氧化性極強，所以在發(fā)現之后的近100年時間里Fenton試劑在化學領域并沒有得到廣泛應用，直到20世紀70年代，水環(huán)境污染成為全球性難題，Fenton試劑由于其在降解持久性有機物方面的特殊優(yōu)勢而得到廣泛應用。</p><p>　　1.3.2 Fenton調理穩(wěn)定剩余污泥的作用機制</p

53、><p>　　剩余污泥經過Fenton氧化處理后，其脫水性能顯著提高。污泥中的水主要以自由態(tài)和鍵合態(tài)兩種方式存在。自由態(tài)的水可以由簡單的機械脫水去除，而鍵合態(tài)的水則不能，污泥脫水的困難在于如何脫除污泥中鍵合態(tài)的水。通常認為，污泥中EPS含量越多，鍵合態(tài)的水分子也越多，污泥的脫水性越差。因此污泥脫水的關鍵在于如何破解污泥中EPS，將鍵合態(tài)的水釋放。Fenton試劑可以氧化破解污泥中的EPS，促使污泥中鍵合態(tài)的水被釋放，

54、從而提高污泥的脫水性能。部分EPS被提取出來后污泥絮體被破碎成小顆粒，而污泥顆粒本身帶有負電[16]，互相排斥，最終形成一個穩(wěn)定的分散系統(tǒng)，導致污泥的脫水性能變差。目前，Fenton氧化提高污泥脫水性能的機理還不清楚。</p><p>　　1.3.3 Fenton氧化處理剩余污泥的主要影響因素</p><p>　　PH是Fenton反應的重要控制參數，同時自身對污泥的性質也產生直接影響。研

55、究表明，PH為3時Fenton氧化可以到達最佳反應效果。</p><p>　　H202 投加量是Fenton氧化體系最為關鍵的因素。隨著H202 投加量的增加，污泥的脫水性能以及脫水后泥餅的含固率大幅度提高；同時隨H202 投加量的增加，污泥中更多的有機物被氧化，更多的重金屬離子被釋放到液相，提高了污泥的穩(wěn)定性和安全性[24]。</p><p>　　Fe2+ 雖然在反應中作為催化劑用量較少

56、且成本不高，但是Fe在Fenton反應體系的作用卻是非常重要的。Fe2+ 的投加量越小，H202 分解產生的自由基就越少，而且污泥中的有機物本身就Fenton循環(huán)反應存在抑制作用，因此Fenton反應速率會降低，甚至使反應停止而影響最終的處理效果。</p><p>　　反應溫度對反應體系的影響也很大。隨著反應溫度的升高，體系的反應速率隨之加快，氧化效率提高，可以減少H202 的投量。</p><

57、;p>　　反應時間對污泥處理的影響主要是因為反應時間影響Fenton反應的進行。Fenton氧化反應非常劇烈，所以反應時間通?？刂?-2小時內。研究表明，利用Fenton氧化對污泥進行破解時，在1h反應時間內，污泥上清液中的SCOD、蛋白質、多糖等指標急劇上升，反應時間在1-1.5h，上述各項指標逐漸趨于穩(wěn)定，1.5h后各項指標基本不再變化[19-21]。</p><p>　　污泥自身的濃度對最終處理結果也

58、有一定影響。污泥濃度越高，其成分就越加復雜，污泥性質就越不穩(wěn)定，從而在實際運行中難以確定各項運行參數。</p><p>　　1.3.4 Fenton試劑在污泥處理中的應用</p><p>　　Fenton反應利用其強氧化性處理污泥，可以對污泥進行調理，破壞污泥的膠態(tài)結構[26]，引起污泥絮體表面胞外聚合物的部分氧化和重組，從而提高污泥的絮凝性，改善污泥的脫水性能，減少污泥，同時也可以脫色除

59、臭。由于其具有處理效果顯著、污泥降解速度快、使用范圍廣、無二次污染等優(yōu)點，逐漸受到研究者的青睞。</p><p>　　20世紀90年代提出了污泥減量化的新概念，它是指在剩余污泥資源化利用的基礎上，借助物理、化學、生物等手段使整個污水處理系統(tǒng)向外排放的生物固體量達到最少[22]，其中主要是依靠降低生物產率或促進細胞溶解使其溶解產物用于微生物生長這兩種措施，即污泥前置減量化或污泥的首端(源)削減[23]。污泥前置減量

60、技術中的高級氧化技術主要是通過溶胞作用，加速微生物的隱性生長[4]來實現污泥減量。主要包括臭氧氧化、氯氣氧化、光一Feton試劑氧化、超臨界水氧化和濕式氧化法等。這些方法由于效果顯著而得到越來越多的關注。</p><p>　　鐘恒文等[14]采用 Fent on氧化法處理生污泥 ,最佳反應條件為: pH = 3～7,ρ(Fe2+) = 0 . 10 g/L,ρ(H2O2 ) = 15 . 0 g/L,反應溫度為

61、105℃,反應時間為 2 h,在此條件下對生污泥的 VSS去除率可達55179% ,色度下降 9317%。李娟等[15]利用 Fent on試劑破解剩余污泥中的胞外聚合物 ( EPS) ,在 pH =215, H2O2 / Fe2+ (質量比 ) = 8∶ 1,溫度 65～70℃反應條件下 ,污泥上清液中的 SCOD、 多聚糖和蛋白質濃度明顯增加;破碎后污泥顆粒平均粒徑和中值粒徑分別由供試污泥的 838189μm和 859120μm減小

62、到 137122μm和 148169μm。但上述研究的 Fenton氧化技術對污泥脫水及減量的參數 (如 pH、 溫度、H2O2與Fe2+的最佳投加量、 反應時間等 )沒有達成統(tǒng)一共識 ,并且對于有機質較為豐富的石化剩余污泥的研究甚少 ,因此 ,對 Fenton氧化技術應用于破解石化行業(yè)剩余污泥進行深入研究 ,對穩(wěn)定石化廢水的處理具有重要的應用價值。</p><p><b>　　2試驗部分</b&

63、gt;</p><p><b>　　2.1 引言</b></p><p>　　污水處理廠每年產生的大量污泥迫切需要高效、經濟的處理處置技術，污泥的穩(wěn)定和調理是污泥處置的一個重要環(huán)節(jié)。污泥脫水是污泥減量的關鍵。Fenton氧化破解污泥中的EPS，能有效促進EPS釋放水，同時降解有機物，殺滅病原菌，不同程度地去除重金屬，對污泥進行全面調理。</p><

64、p><b>　　2.2 實驗目的</b></p><p>　　選取SCOD、多聚糖、蛋白質及污泥粒度變化表征調理效果，重點考察pH、反應時間、H2O2/Fe2+、溫度等條件對EPS破解的影響，旨在找出類Fenton試劑氧化污泥的適宜條件，并結合污泥粒度和顯微鏡觀察進一步直觀說明EPS破解程度。</p><p>　　2.3 實驗儀器和試劑</p>&

65、lt;p>　　2.3.1 實驗儀器</p><p>　　PHS2 3C型精密 pH計，紫外-可見掃描光譜儀，電熱鼓風干燥箱，飛鴿牌高速離心機，COD快速測定儀，電爐，20ml刻度試管，錐形瓶（250ml），移液管（1ml、2ml、5ml、10ml），燒杯（50ml、500ml），容量瓶（50ml）,塑料離心管，比色皿等。</p><p>　　2.3.2 實驗試劑</p>

66、<p>　　硫酸亞鐵 ( FeSO4·7H2O )、30%過氧化氫(H2O2)、 濃硫酸 (H2SO4 )、 氫氧化鈉 (NaOH)、 苯酚 (C6H5OH)、 重鉻酸鉀 (K2Cr2O7 )、 硫亞鐵銨</p><p>　　[ Fe (NH4 )2 · ( SO4) 2·6H2O ]、 硫酸銀AgSO4 )和硫酸汞 (HgSO4 ) ,均為分析純。</p>

67、<p>　　2.4 主要特征參數與測定方法</p><p><b>　　2.4.1 pH</b></p><p>　　pH采用PHS2 3C型精密 pH計測定，重復三次，取平均值。</p><p><b>　　2.4.2 含水率</b></p><p>　　污泥含水率是指在一個大氣壓，

68、105℃左右或在減壓情況下于一定溫度下干燥至恒重后污泥的失重。</p><p>　　準確稱取適量的污泥樣品于恒重的燒杯中，經抽濾后移至烘箱中，干燥2~3h，取出并放入干燥器中冷卻，半小時后稱重。</p><p>　　2.4.3 TSS（總懸浮固體）</p><p>　　總懸浮固體 (TSS)系指水中可被玻璃纖維濾紙濾除之所有懸浮之顆粒物質，以單位為毫克公升（mg/L

69、）表示。</p><p>　　準確量取適量的污泥于恒重的燒杯中，經抽濾后移至105℃烘箱中干燥至恒重。記錄濾紙，污泥，及干燥的污泥質量，由公式得出TSS的值。</p><p>　　2.4.4 SCOD</p><p>　　COD，即化學需氧量，指在酸性條件下，用強氧化劑將有機物氧化為CO2 、H2O 所消耗的氧量。氧化劑一般采用重鉻酸鉀。由于重鉻酸鉀氧化作用很強，所

70、以能夠較完全的氧化水中大部分有機物和無機性還原物質（但不包括硝化所需的氧量），此時化學需氧量用CODcr或COD表示。SCOD是溶解性COD，本實驗中指溶解在污泥液相中的COD，測量時將污泥離心，過濾，以濾液COD計。采用快速消解法測定。</p><p>　　2.4.5 多聚糖濃度</p><p>　　多聚糖濃度指的是污泥液相中深解性多聚糖的濃度，采用苯酚硫酸法測定。具體步驟為：</

71、p><p>　　取離心過濾后的濾液原樣0.5ml 加蒸餾水1.5ml 9%苯酚1ml </p><p>　　濃硫酸5ml 搖勻 水浴加熱30min 冷卻 485nm處測吸光度 按公式（標準曲線）y=70.865x 9.2867求濃度。</p><p><b>　　2.5 供試污泥<

72、/b></p><p>　　表2-1 供試污泥的基本性質</p><p><b>　　2.6 實驗內容</b></p><p>　　用5mol/L的H2SO4溶液和2mol/L 的NaOH溶液調節(jié)供試污泥pH，按一定質量比（H2O2/Fe2+）投加0.5mg/L FeSO4·7 H2O溶液和30%的H2O2，搖勻，置于恒溫振蕩器

73、中振蕩，控制反應時間和溫度，反應完成后取樣，離心后取上清液，稀釋后測定上清液中的多聚糖和SCOD。</p><p>　　Fenton 試劑的主要影響因素有Fe2+濃度、H2O2用量、初始 pH 值以及反應時間等。本試驗確定 4個因素 3 個水平, 選用 L9( 34)正交表, 通過正交試驗確定較佳的操作參數, 正交試驗方案見表2-2。</p><p>　　表2-2正交試驗方案</p&

74、gt;<p><b>　　3 結果與討論</b></p><p>　　3.1 正交試驗結果分析</p><p>　　正交試驗的目的主要是確定各影響因素在氧化過程中所起作用的主次，確定各影響因素的試驗順序及試驗的初步操作條件。為后續(xù)確定各影響因素的最佳值做準備。實驗結果及分析見表3-1,3-2。</p><p>　　表3-1Fent

75、on試劑氧化正交試驗結果</p><p>　　表3-2 Fenton試劑氧化正交試驗極差分析</p><p>　　從正交試驗的結果和極差分析可以看出, 初始pH 值為主要影響因素, 其次是H2O2投加量, 然后是Fe2+投加量，反應時間的影響最小。由此確定的初步試驗操作條件:pH 值為 3, H2O2、Fe2+ 投加量分別為 5、0.5g/L, 反應時間為90 min。為進一步確定最優(yōu)操作

76、條件, 還需做單因素試驗。</p><p>　　3.2 pH對EPS破解的影響</p><p>　　不同pH條件下，供試污泥經Fenton試劑氧化后，釋放出的SCOD、多聚糖濃度如圖所示。隨著pH降低，SCOD、多聚糖濃度都呈現出明顯的上升趨勢，表現出一定的一致性。Fenton反應的實質是H2O2在 Fe2+的催化作用下生成具有高反應活性的羥基自由基·OH，·OH能氧化

77、大多數有機物使其降解。pH是Fenton試劑氧化反應中的重要參數[16]，它決定·OH的產率和溶解性Fe2+濃度。如圖3-1所示pH較高時，Fenton試劑的氧化效率由于鐵離子形成Fe（OH）3 而降低；pH過低時，較高濃度的H+ 使中間產物FeOOH2+的形成速度減慢，導致Fe2+和·OH的產率降低，從而降低Fenton試劑的氧化能力，理論上，pH2~4是Fenton氧化的最佳范圍[9-11]。試驗所得結果與理論分

78、析基本一致，考慮到經濟成本，選3為最佳pH。</p><p>　　圖3-1 pH對EPS破解的影響</p><p>　　（時間60min，H2O2、Fe2+投加量分別為 5、0.5g/L）</p><p>　　3.3 H2O2用量對EPS破解的影響</p><p>　　H2O2和Fe2+的投加量是Fenton氧化效率最直接的影響因素。鐵鹽催化

79、H2O2分解主要是通過Fe2+ 與Fe3+ 之間的相互轉化進行，其機理為[9-10]</p><p>　　Fe2+ + H2O2 Fe3+ +·OH +OH— （2.1）</p><p>　　Fe2+ + H2O2 Fe2+ +·O2H + H+ （2.2）</p><p>　　H2O2

80、投加量對EPS破解的影響如圖3-2所示。H2O2投加量低于8g/L時，SCOD、多聚糖濃度都隨著H2O2 投加量增加而升高，隨著H2O2 投加量增加，產生的·OH 的量增加，Fenton反應的效率增大，從EPS中破解出的多聚糖和蛋白質的量相應增加；H2O2投加量為8g/L時，多聚糖濃度達到最大值，Fenton試劑對污泥中EPS的破解最充分，此時H2O2/Fe2+=8:0.5(鐵的量為假定值)；之后多聚糖濃度呈下降趨勢，當H2O

81、2投加量過高時，過量的H2O2 迅速將Fe2+氧化為Fe3+，使得之后的反應主要在Fe3+的催化下進行，由于（2.2）的速率遠小于反應（2.1）的速率，既消耗了H2O2又抑制了·OH的產生，使Fenton反應的效率明顯降低，但是SCOD則隨著H2O2投加量的增加繼續(xù)升高。</p><p>　　圖3-2 H2O2投加量對EPS的影響</p><p>　?。〞r間60min，pH=3，

82、Fe2+投加量為 0.5g/L）</p><p>　　3.4 Fe2+ 投加量對EPS破解的影響</p><p>　　如圖,3-3所示是催化劑Fe2+ 投加量對EPS破解影響的曲線圖。兩曲線在Fe2+投加量為1.2g/L處出現了折點，折點之前，SCOD、多聚糖的濃度均隨Fe2+投加量的升高而增大，折點之后略有降低，后保持不變，折點處H2O2/Fe2+=8:1.2。Fenton氧化破解EPS

83、主要通過·OH的強氧化性來實現，Fe2+ 是催化H2O2產生·OH的必要條件，當Fe2+投加量過低時，反應速度較慢，·OH產量低，EPS的破解受到抑制；Fe2+投加量過高時，它還原H2O2的同時自身被氧化成Fe3+ ，消耗體系中可供有效利用的H2O2的量，削弱了Fenton試劑的氧化能力。只有當H2O2投加量和Fe2+投加量達到一定比例時，才能達到最佳的氧化效率。由實驗所得，在Fenton氧化破解EPS的反

84、應中，H2O2和Fe3+最佳投量配比為8:1.2。</p><p>　　圖3-3Fe2+ 投加量對EPS的影響</p><p>　　(時間60min，pH=3，H2O2投加量為 8g/L)</p><p>　　3.5 反應時間對EPS破解的影響</p><p>　　如圖,3-4所示是反應時間對EPS破解的影響圖。開始階段，SCOD、多聚糖濃度

85、均快速增高，在90min時SCOD和多聚糖濃度達到體系的最大值，之后略微呈下降趨勢。Fenton試劑作用于污泥，首先是EPS分解、細胞壁破解并釋放出溶解性有機物，如糖類和蛋白質等，表現為SCOD和多聚糖濃度快速升高；隨著反應時間的延長，釋放出的部分溶解性有機物進一步被氧化為小分子物質，如揮發(fā)性脂肪酸、H2O和CO2等，SCOD和多聚糖濃度曲線呈下降趨勢；反應時間過短，EPS中的多聚糖不能有效釋放，時間過長，釋放出的部分有機物被進一步氧化

86、，90min為最佳反應時間。</p><p>　　圖3-4反應時間對EPS的影響</p><p>　　(pH=3，H2O2、Fe2+投加量分別為 8、1.2g/L)</p><p><b>　　4總結與展望</b></p><p>　　城市生活污水處理廠剩余污泥體積龐大、成分復雜制約著污泥減量化和資源化，脫水是污泥減量的

87、關鍵，其困難在于大量EPS的存在。Fenton反應可引起污泥絮體成分的部分氧化和重組，從而提高污泥的絮凝和脫水性能。污泥Fenton氧化處理研究目前還很少，國內幾乎是空白，這正是本研究選題背景所在。 </p><p>　　以減量化、無害化和資源化為目標，力爭尋找一種經濟實用、同時能夠破解污泥中的EPS、降解有機物、減毒除臭、增加泥餅含固率的方法，或者能為這些問題的解決提供有效的預處理的技術。</p>

88、<p>　　本實驗的難點主要是對VSS、多聚糖濃度等指標的測定及在正交試驗中，對反應條件即pH、反應時間和H2O2/Fe2+等初步試驗條件的摸索。需要大量的反復試驗來確定最佳的反應條件和供試污泥的基本指標。</p><p>　　Fenton氧化對污泥的破解效果受到體系的pH、溫度、 反應時間 , H2O2和Fe2+投加量的影響。實驗結果表明污泥破解最佳條件為: pH為3, H2O2和Fe2+最佳投量配

89、比為8:1.2，反應時間90min,反應溫度為25℃左右。該反應條件下 ,污泥破碎效果較好 ,此時 SCOD和多聚糖的濃度較高。Fenton氧化法能有效破解污泥 ,改善污泥的脫水性 ,提高污泥的沉降性 ,有利于污泥的減量化與資源化利用。</p><p><b>　　參考文獻</b></p><p>　　[1] Vaxelaire J . , Cé zac P

90、 . Moisture distributi on in activated sludges :A review . Water Research, 2004, 38 (9) : 2215-2230</p><p>　　[2]鐘萍，林志芬，劉志文等．Photo-Fenton氧化法處理廢水的原理及影響因素[J]．生態(tài)科學，2004，23(4)：362-364．</p><p>　　[3] 劉

91、則華，劉錫建，施恩芳等．PAA與Fenton試劑對污泥的減容效果[J]．上海工程技術大學學報，2006，20(3)，202-205．</p><p>　　[4] L iu Y . , Tay J . H. Strategy for m in im ization of excess sludge production from the activated sludge p r ocess . Biotechnol

92、ogy Advances, 2001, 19 (2) : 972-107</p><p>　　[5] Trujill oa D. , Font X. , Sá nchez A. Use of Fenton reaction for the treatment of leachate from composting of different wastes . Journal Hazardous Mater

93、ials, 2006, 138 ( 1 )B: 2012-204</p><p>　　[6] Martínez N. S . , Fernández J . F . , Segura X. .F . , et al .Pre-oxidation of an extremely polluted industrial wastewater by the Fenton’s reagent . Jo

94、urnal Hazardous Materials,2003, 101 (3)B: 315-322</p><p>　　[7] 陳傳好, 謝波, 任源, 等. Fenton試劑處理廢水中各影響因子的作用機制[J ] . 環(huán)境科學, 2000 , 21 (5) : 93-96.</p><p>　　[8 ] 李金蓮, 金永峰, 李會. Fenton 技術破解 HPAM中 COD 測定干擾的消

95、除[J ] . 石油與天然氣化工, 2006 , 35(4) : 316-317. </p><p>　　[9] Neyens E . , Baeyens J . A review of classic Fenton’ s peroxidation as an advanced oxidation technique . Journal Hazardous Materials, 2003, 98 (1-3)B:

96、 33-50</p><p>　　[10] KitisM. , Adams C . D , Daigger G . T . The effects of Fenton’s reagent pretreatment on the biodegradability of nonionic surfactants . Water Research, 1999, 33 ( 11 ) :2561-2568</p>

97、;<p>　　[11]倪丙杰，徐得潛，劉紹根．污泥性質的重要影響物質一胞外聚合物(EPS)[JJ]．環(huán)境科學與技術，2006，29(3)：108-110．</p><p>　　[12] Neyens E . , Baeyens J . , WeemaesM. , et al . Pilot-scale peroxidati on (H2O2 ) of sewage sludge . Journal

98、Hazardous Materials, 2003, 98 (1-3)B: 91-106</p><p>　　[13] Buyukkamaci N. Biological sludge conditioning by Fenton’s reagent . Process Biochemistry, 2004, 39 ( 11 ) :1503-1506</p><p>　　[14]鐘恒文 ,

99、 二宮加奈. 生污泥的 Fenton氧化處理. 中國給水排水 , 2003, 19 (8) : 46-47</p><p>　　[15]李娟 , 張盼月 , 曾光明 ,等. Fent on氧化破解剩余污泥中的胞外聚合物. 環(huán)境科學 , 2009, 30 (2) : 475-479</p><p>　　[16]何文遠 , 楊海真 , 顧國維. 酸處理對活性污泥脫水性能的影響及其作用機理. 環(huán)

100、境污染與防治 , 2006, 28(9) : 680-682</p><p>　　[17] Andrew J . Schuler, Hoon Jang . Density effects on activated sludge zone settling velocities . Water Research,2007, 41 (8) : 18142-1822</p><p>　　[18]

101、周健, 龍騰銳, 苗利利. 胞外聚合物EPS對活性污泥沉降性能的影研究. 環(huán)境科學學報, 2004, 24(4): 613-618</p><p>　　[19]周健, 羅勇, 龍騰銳, 等. 胞外聚合物、Ca2+、pH值對生物絮凝作用的影響.中國環(huán)境科學, 2004, 24(4): 437-441</p><p>　　[20]王紅斌, 李曉巖, 趙慶祥. 胞外聚合物對活性污泥沉降和絮凝性能

102、的影響研究. 中國安全科學學報, 2003, 13(9): 31-34</p><p>　　[21]倪丙杰, 徐得潛, 劉紹根. 污泥性質的重要影響物質—胞外聚合物(EPS). 環(huán)境科學與技術, 2006, 29(3): 108-110</p><p>　　[22]董輝, 王國華, 孫曉. 影響污水污泥脫水性能因素的探討. 上海建設科技,鐘恒文, 二宮加奈. 生污泥的Fenton氧化處理.

103、 中國給水排水, 2003, 19(8):</p><p>　　[23]劉則華, 劉錫建, 施恩芳等. PAA與Fenton試劑對污泥的減容效果. 上海工程技術大學學報, 2006, 20(3), 202-205</p><p>　　[24]付融冰, 楊海真, 甘明強. 中國城市污水廠污泥處理現狀及其進展. 環(huán)境科學與技術,2004,27(5):108-109</p><

104、;p>　　[25]Liu H, Fang H P. Extraction of extracellular polymeric substances (EPS) of sludges. J Biotechnol, 2002, 95(3): 249-256</p><p>　　[26]Lu M, Lin C, Liao C, et al. Influence of pH on the dewatering o

105、f activated sludge by Fenton’s reagent. Water Sci Technol, 2001, 44(10): 327-332</p><p>　　[27]Lu M C, Lin C J, Liao C H, et al. Dewatering of activated sludge by Fenton’s reagent. Adv Environ Res, 2003, 7(3)

106、: 667-670</p><p><b>　　文獻綜述</b></p><p>　　Fenton試劑及其在污泥處理方面的研究進展</p><p>　　前言部分（說明寫作目的，介紹有關概念、綜述范圍，扼要說明有關主題或爭論焦點）</p><p>　　城市生活污水處理廠剩余污泥體積龐大、成分復雜制約著污泥減量化和資源化，脫

107、水是污泥減量的關鍵，其困難在于大量胞外聚合物(extracellular polymeric substances , EPS) 的存在。 EPS是細菌細胞壁周圍用以保護細胞并阻止(其脫水的水合膠囊或粘液的聚合體，決定污泥的理化性質和生物特性，其質量(包括其結合水)約占污泥固體質量的80 % ，主要成分是具有親水性和粘性的多聚糖、蛋白質、核酸、脂質和 DNA 等高分子物質。Fenton試劑在生活污水和特種廢水處理中已得到深入研究，國內外