2018, Vol. 39
近些年, 随着城市污水处理能力及处理量的不断提高, 污水处理过程中的污泥产量也随之增长, 污泥的含水率高成为污泥处理处置的瓶颈.这是由于：污泥颗粒带负电荷, 与表面裹着的水合层形成一种稳定的胶体悬浮液, 因此沉降性能和脱水性能差, 导致污泥中固体和水的分离比较困难[1].另外, 存在于污泥中的有机成分, 特别是细菌及胞外聚合物(EPS)会影响污泥脱水性能, 增加污泥脱水难度[2, 3].污泥脱水性能与胞外聚合物各组分含量存在一定相关性, 而胞外聚合物中蛋白质和多糖的含量与污泥沉降性能密切相关[4].
传统的改善污泥脱水效果的方法有物理调理法和化学调理法[5, 6].化学调理法因其操作简便、价格低廉、效果显著成为最常用的方法之一.常用的化学调理剂有无机混凝剂、有机高分子混凝剂[7]和微生物混凝剂.前两种混凝剂是目前化学调理的主流方向.化学混凝剂的加入可以使污泥颗粒聚集成为大的颗粒或絮体, 利于后续机械脱水过程中实现固液分离, 从而提高污泥的脱水性能[8].无机调理剂加入到污泥中能起到骨架构建体的作用, 在污泥中形成坚硬网络骨架, 即使在高压作用下仍然保持多孔结构, 可以有效地解决污泥中有机质的可压缩性问题, 达到较好的脱水效果[9].
铝系与铁系混凝剂是目前给水和废水处理过程中最常用的两类无机混凝材料, 钛系混凝剂作为一种新型水处理药剂在近几年受到广泛的研究和关注.聚合无机盐混凝剂相比于传统的无机盐混凝剂具备更优异的性能：更少的污泥产生量; 更高的电中和能力; 更强的环境适应能力等.聚合氯化铝(PAC)拥有一定量的预水解形态, 这些预水解产物具备高的电荷密度并有一定的结构形态, 在水解过程中相对稳定, 可达到更高的混凝效率[10]; 铁盐能够和污泥基质中胞外聚合物的羧基与羟基形成强的化学键, 在保持絮体结构上有更优势的作用[11]. 2016年笔者报道了利用溶胶-凝胶法控制钛的水解速度制备所得钛凝胶混凝剂(TXC)[12, 13], 克服了无机四氯化钛在混凝过程产生的诸多弊端：①自身呈强酸性, 导致混凝出水pH值过低; ②水解速度过快, 不能生成最有效的钛羟基水解产物, 影响混凝效能的发挥; ③不可控的水解方式导致对污染物的去除效率低.聚合氯化钛能够有效实现污泥调理[14, 15], 但是由于钛水解速率快, 这种液态的材料不易长时间保存, 容易沉淀失效[16].在之前的研究中证实TXC对于多种污染物的混凝性能优于四氯化钛和聚合四氯化钛[12].因此, 钛凝胶对于实际污泥调理能力也值得进一步探究.
本文重点对比三类无机混凝剂的污泥脱水能力, 选用商品化聚合氯化铝(PAC)、聚合硫酸铁(PFS)与实验室制备钛凝胶混凝剂(TXC), 并选择阳离子有机絮凝剂聚丙烯酰胺(PAM)作为对照, 调查不同化学混凝剂的投加量对污泥比阻的影响, 并直接定量测定污泥调理前后胞外聚合物(EPS)的各成分变化规律, 利用三维荧光和凝胶色谱法直接观测调理前后有机物变化情况, 并通过分析调理前后污泥颗粒尺寸大小与表面形貌, 结合不同混凝剂水解行为与表面电荷情况, 探讨了不同混凝剂的污泥调理机制.
1 材料与方法 1.1 实验材料实验所用污泥取自中国南京市大厂污水处理厂初沉池和二沉池排出的混合污泥, 该污水处理厂日平均处理污水量为2.92万m3, 主体采用A2/O处理工艺.污泥基本性质见表 1.
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表 1 污泥的基本特性 Table 1 Basic properties of the sludge |
实验所用混凝剂包括：PFS(铁含量19%, 碱基度11%)、PAC(Al2O3含量30%, 碱基度40%), 购买于巩义市滤料工业有限公司(中国); TXC(钛含量20%, 碱基度12.5%)在实验室中合成[12]. PAM(离子度30%)购买于义乌市鑫邦环保科技有限公司(中国).其他化学试剂如无特别说明, 均购自于中国国药化学试剂有限公司.
1.2 实验方法 1.2.1 调理方法烧杯混凝实验在深圳中润集团的六联搅拌仪(ZR 4-6)上进行, 混凝剂投加量按污泥干重的质量比计算.取400 mL污泥于烧杯中, 以250 r·min-1转速搅拌1 min后, 加入一定量混凝剂溶液, 以200 r·min-1转速搅拌1 min, 再100 r·min-1搅拌15 min后, 取样测定污泥各项指标.
1.2.2 污泥性质测定总悬浮物(TSS)和挥发性悬浮物(VSS)的测定. TSS测定方法：将100 mL蒸发皿在103~105℃烘箱中烘至恒重, 取75 mL污泥置于蒸发皿中, 放入103~105℃烘箱中烘24 h, 冷却称重, 做差即得到总悬浮物重量.将烘干后样品置于450℃马弗炉中烘6 h至恒重, 减少的重量即为VSS.
污泥比阻(SRF)表示单位重量的污泥在一定压力下过滤时, 在单位过滤面积上的阻力.比阻越大, 污泥脱水性能越差.污泥比阻计算公式：
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(1) |
式中, μ为滤液的动力黏度(kg·s·m-2), ω为滤过单位体积的滤液截留的干固体重量(kg·m-3), b为过滤方程t/V=bV+a的斜率, t为过滤时间(s), V为过滤体积(m3), P为过滤时所用压力(kg·m-2), A为过滤面积(m2).
污泥比阻的测定装置根据文献[17]进行自组装.测定时, 取污泥样品100 mL于过滤器中, 在P为0.6 MPa的恒定压力下进行过滤, 每隔15 s记录滤液体积, 直到滤饼出现裂缝, 停止抽滤.利用差量法在105℃电烘箱中烘干后测定滤饼含固率.
污泥毛细吸水时间(CST)测定：混凝搅拌后, 取5 mL污泥直接采用CST-304污泥毛细吸水时间测定仪(Triton Co., UK)测定.
1.2.3 污泥结构测定调理后污泥尺寸大小用电子显微镜观察.吸取200 μL调理后污泥颗粒滴入装有1 mL体积水的玻璃皿中, 用显微镜(Axio Imager Al, Carl Zeiss AG, Jena, Germany)放大100倍进行观察拍照.
调理后污泥经过冷冻真空干燥, 镀金30 s后, 用扫描电子显微镜(ESEM, Quanta 250, FEI Co., USA)拍照.干燥后污泥比表面积在比表面积分析仪(ASAP 2020, Micromeritics Co., USA)上测定.
1.2.4 胞外聚合物各组分含量测定调理前后污泥颗粒中不同组分EPS提取方法为：25 mL污泥样品在4 000 g(Eppendorf 5810 R, Germany), 4℃下离心10 min, 上清液即为溶液中EPS(SEPS); 重悬后用超声波破碎机(Biosafer 650 W, China)在15%最大功率下超声4 min, 然后在30℃摇床中振荡10 min(150 r·min-1), 8 000 g(4℃)离心10 min, 得到疏松结合的EPS (LB-EPS); 重悬后继续超声6 min, 70℃下水浴30 min, 放置到常温后, 12 000 g(4℃)离心20 min, 得到紧密结合的EPS (TB-EPS).
泥饼中EPS提取步骤为：离心后泥饼加去离子水重悬, 用超声波破碎机在70%最大功率下超声2 min, 取出5 mL体积加入去离子水7.5 mL, 在15%最大功率下继续超声2 min, 继续加入12.5 mL 2 mol·L-1 NaOH溶液, 90℃下水浴15 min, 水浴后, 立即加入25 mL 40 mmol·L-1 HEPES缓冲溶液, 再次超声(15%最大功率)5 s分散后, 得到泥饼中EPS.蛋白质测定采用Folin-酚(Lowry)测定法[18], 试剂盒为DC Protein Reagents Package试剂盒(Bio-Rad), 多糖测定用苯酚-硫酸比色法(硫酚法)[19].
三维荧光谱图的测定在Fluoromax-4 (HORIBA Co., Germany)荧光光谱仪上进行.以氘灯为激发光源, 激发波长Ex为200~400 nm, 发射波长Em为250~500 nm, 狭缝宽度为5 nm. SEPS、LB-EPS与TB-EPS测定时用去离子水分别稀释100、200和200倍.
LB-EPS与TB-EPS中有机物分子量测定采用凝胶色谱(GPC, Waters Co., USA)测定, 样品过滤0.45 μm滤膜后, 直接稀释10倍后测定.色谱柱为凝胶渗透色谱柱(Protein Pak 125, 7.8 mm×300 mm, 10 μm, Waters), 标准分子量的聚苯乙烯(77 000、32 000、17 000、4 300和210)作为标准物质, 流动相为25 mmol·L-1 Na2SO4的磷酸缓冲盐溶液(2.4 mmol·L-1 Na2HPO4+1.6 mmol·L-1 NaH2PO4), 流速为1 mL·min-1, 测定波长为254 nm.
1.2.5 无机混凝剂水解物理化性质测定无机混凝剂水解物形态采用原子力显微镜观察(MultiMode v8 Scanning Probe Microscope, Bruker Co., Germany).具体操作步骤为：稀释混凝剂溶液至对应金属浓度为10 mg·L-1, 取5 μL样品滴于新剥离的云母片上, 自然干燥后, 上样观察拍照, 采用智能模式, 分辨度选择为512 ×512.
无机混凝剂电荷密度测定采用胶体滴定法[20], 以甲苯胺蓝(TBO)为指示剂, 用聚阳离子化合物十六烷基氯化吡啶(HPC)与聚阴离子化合物聚2-丙烯酰胺-2-甲基丙磺酸钾(PAMPSK, 上海恒力水处理材料有限公司)进行反滴定.滴定时混凝剂初始浓度为60 mg·L-1.
2 结果与讨论 2.1 混凝剂投加量对污泥脱水性能的影响不同种类混凝剂投加量对于污泥调理能力不同.从图 1可看出, 混凝剂调理后, 污泥的比阻值大幅降低, 调理后污泥的比阻值、毛细吸水时间、污泥含固率变化一致.有机絮凝剂PAM投加量增加至10 mg·g-1时, 污泥比阻值仅从22.0×1013 m·kg-1降低至9.8×1013 m·kg-1, 继续增加投加量反而导致调理性能的下降.阳离子型的PAM通过所带的正电荷中和污泥颗粒表面负电荷使其聚集, 并同时起到架桥作用, 而过高的投加量容易导致颗粒净电荷为正, 引起颗粒重稳[21].无机混凝剂相比于PAM具有明显优势, 调理后污泥脱水性能显著提高. 3种无机混凝剂污泥调理效率为PAC>TXC>PFS.在投加量为60 mg·g-1时, 污泥比阻分别降低至2.2、8.5和8.5×1013 m·kg-1, 投加量继续增加至250 mg·g-1, 污泥比阻分别降低至0.7、0.8、2.4×1013 m·kg-1, 泥饼中含固率由原污泥的4.4%分别增加至16.4%、13.3%和12.5%, 调理后污泥具有较好的脱水性能, 属于易脱水污泥. 图 1表明钛凝胶混凝剂对于污泥调理能力在低投加量时要弱于商品化的聚合氯化铝, 在较高投加量下与聚合氯化铝相当, 并且稍强于商品化的聚合硫酸铁.铝盐混凝剂存在铝的环境安全问题, 应用于水处理时需谨慎考虑.应用于污泥调理时, 其上清过滤液可能会存在残留铝离子; 脱水后泥饼含有大量铝, 更需妥善处置, 从而增大后续处理成本.钛无生物毒性, 应用于水处理时不存在安全问题. TXC对于多种污染物的混凝去除效率要优于四氯化钛与聚合氯化钛[9], 本研究中证实其具备应用于污泥调理的潜力, 在实际使用过程中, 可考虑与有机阳离子型絮凝剂结合使用, 降低投加量[22].
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图 1 不同投加量的混凝剂调理后污泥比阻、毛细吸水时间和含固率的变化 Fig. 1 Variation of SRF, CST, and solid content of the sludge after conditioning with different coagulants |
胞外聚合物是微生物在代谢过程中分泌的、包裹在细胞壁外的聚合类化合物质, 主要包括多糖、蛋白类物质、核酸和脂类等[23]. EPS的组成和浓度直接影响污泥结构与沉降性能, 而LB-EPS被认为与污泥的脱水性能直接相关[24].本研究测定了调理前后污泥不同组分中蛋白质(图 2)与多糖(图 3)的含量.未调理污泥样品SEPS、LB-EPS、TB-EPS与泥饼中蛋白类有机物含量(以TSS计, 下同)分别为4.5、43.0、57.5和185.5 mg·g-1, 经过无机混凝剂调理后, LB-EPS与TB-EPS中含量急剧降低, 而有机絮凝剂PAM调理后, 各组分中蛋白类有机物含量未发生明显变化.经250 mg·g-1的TXC、PAC和PFS调理后, LB-EPS中蛋白类有机物含量低于7.0 mg·g-1, 而TB-EPS中蛋白类有机物含量分别降低至19.0、34.5和18.3 mg·g-1.可见, 铁盐与钛盐, 相比于铝盐, 与污泥基质中蛋白类物质的结合能力更强, 这是由于与胞外聚合物中的羧基和羟基结构能形成更强的化学键, 对于絮体的结构的保持, 可以发挥更强的作用[11].
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图 2 4种混凝剂污泥调理过程中不同组分EPS中蛋白质含量变化 Fig. 2 Effect of chemical conditioning on protein content in different sludge layers |
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图 3 4种混凝剂调理污泥过程中不同组分中多糖含量变化 Fig. 3 Effect of chemical conditioning on polysaccharide content in different sludge layers |
图 3显示污泥颗粒调理前后的多糖变化情况与蛋白类物质变化情况相似.调理后, LB-EPS与TB-EPS中多糖类有机物含量显著降低.而PAC在低投加量时即可显著降低LB-EPS中多糖含量.有研究报道[24], LB-EPS中多糖含量与污泥的脱水性能正相关, 因此PAC相比于PFS和TXC, 在低投加量下具备更优异的污泥脱水能力.调理后泥饼中蛋白类物质和多糖类物质含量明显增加, 说明无机混凝剂对污泥进行调理时, 水解过程中产生的金属水解物由于静电引力、化学螯合等作用与污泥颗粒发生相互作用, 使污泥颗粒聚集更紧密, 同时由于压缩等作用, 使胞外聚合物中结合的水更容易脱出, 经过机械脱水后, 可显著提高含固率.
在最优混凝剂投加量(根据图 1, 选择TXC、PAC、PFS和PAM的最优投加量分别为250、250、250和10 mg·g-1)调理前后, LB-EPS与TB-EPS溶液三维荧光谱图变化如图 4所示. SEPS与LB-EPS和TB-EPS具有相同的化学组成结构.未经调理的污泥具有两种类型的荧光峰：Ex/Em(激发波长/发射波长)为210~230/300~370 nm和Ex/Em为260~290/300~360 nm, 均为类蛋白峰[25].根据峰强度, 有机物质浓度顺序为：TB-EPS>LB-EPS>SEPS, 与图 2中蛋白类物质测定结果一致.经250 mg·g-1无机混凝剂调理后, SEPS中荧光强度略微降低, LB-EPS组分中荧光强度显著降低.而TB-EPS组分中, TXC与PFS调理后荧光强度降低程度要远远大于PAC调理后样品, 此结果与图 2中蛋白类物质变化情况分析结果一致.表明钛离子对于蛋白类物质中羧基与羟基的结合能力与铁离子相同, 均比铝离子的结合能力强.对于有机絮凝剂PAM, 调理后各组分中有机物含量变化不大, 说明有机絮凝剂用于污泥调理, 并非通过降低胞外聚合物中有机物含量, 一些其他因素, 如电中和机制使污泥颗粒聚集, 是实现其脱水性能的关键因素.
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图 4 污泥调理前和经最优投加量调理后SEPS、LB-EPS、TB-EPS溶液的三维荧光谱图 Fig. 4 3D-EEM spectra of sludge solution and the variation after conditioning with different coagulants |
污泥调理过程对于EPS中不同分子量的有机物影响如图 5所示.在LB-EPS组分中, 3个主要峰的出峰时间在5.7、11.1和12.4 min.随着无机混凝剂投加量的增加, 3个峰强度明显降低, 说明这3种混凝剂对于LB-EPS中的有机物组分具有一定的去除作用.仔细观察, PAC在低投加量时(60 mg·g-1), 11.1和12.4 min处的峰强度降低程度要大于TXC与PFS处理样品.对于5.7 min的峰, 随着投加量的增加, PFS的去除能力要弱于TXC与PAC.可见, 3种混凝剂对不同分子量的有机物去除能力不同.而在TB-EPS组分中, 两个主要峰出峰时间在5.8 min和12.0 min. 3种无机混凝剂对TB-EPS组分中有机物去除能力强弱顺序为：TXC>PFS>PAC.有机絮凝剂PAM并不能有效去除污泥中的有机物.此实验结论与以上分析结果一致, 证实3种无机混凝剂对LB-EPS中的有机物组分去除强弱决定其对污泥的调理性能.
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图 5 不同混凝剂调理污泥过程中LB-EPS与TB-EPS组分不同分子量有机物含量变化 Fig. 5 Variation of GPC spectra in LB-EPS and TB-EPS solution after coagulation with different coagulants |
污泥颗粒的尺寸和密度是影响脱水性能的另一因素.具有更高絮体密度、更大絮体尺寸的污泥更容易沉降和脱水.通过混凝过程使颗粒聚集是增加絮体尺寸和密度的有利方式. 图 6(a)对比了4种混凝剂在最优投加量下混凝絮体的尺寸.可以看到：3种混凝剂调理后污泥颗粒的尺寸大小关系为：TXC>PFS>PAC>PAM.钛系混凝剂混凝絮体尺寸要大于铝盐与铁盐混凝剂[26], 这是由于钛离子的水解速度要高于铝离子与铁离子, 在混凝过程中, 更趋向于水解生成不溶的氢氧化物沉淀.混凝颗粒尺寸顺序与污泥调理性能(图 1)并不直接相关, 说明污泥调理过程中形成的颗粒大小并不是影响污泥脱水性能的主要原因.
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(a)显微镜照片, (b)扫描电镜图 图 6 不同混凝剂在最优投加量下混凝絮体的显微镜照片(100×)和冷冻干燥后污泥的扫描电镜图 Fig. 6 Microscope photos (100×) of flocs and SEM images of vacuum freeze-dried flocs by different coagulants at their individual optimum dosage |
图 6(b)直观地对比了4种混凝剂调理后污泥的结构.可看到, 3种无机混凝剂调理后的污泥中孔隙较多, 并具备明显的“骨架”结构, 这种结构保持了水分过滤通道, 降低了污泥有机质的可压缩性.而PAM处理后的污泥, 结构密实, 孔隙结构少.经过调理后, 污泥比表面积由2.7 m2·g-1分别变为6.0 m2·g-1(TXC)、3.9 m2·g-1(PAC)和8.9 m2·g-1(PFS), 而PAM调理后比表面积未发生明显变化.从调理能力、有机物去除情况与污泥结构分析, 仅用单独的有机絮凝剂进行污泥调理并非理想手段.
2.4 污泥调理机制根据以上分析, 3种无机混凝剂在污泥调理过程中, 水解物通过电中和与化学螯合等作用与污泥基质中有机物成分发生相互作用, 降低污泥颗粒表面电性, 使污泥颗粒聚集成团, 增大污泥颗粒尺寸、提高污泥密度, 并通过形成“骨架”, 嵌入到污泥结构中, 在后续机械脱水过程中起到支撑作用; 更为重要的是, 在调理过程中, 明显降低胞外聚合物中有机物含量, 降低多糖类与蛋白类有机物的含量, 释放出胞外聚合物结合水, 提高污泥脱水性能.而后者与污泥调理能力联系更为紧密.有机絮凝剂仅仅通过电性影响, 一定程度上使颗粒聚集尺寸更大, 提高脱水能力.
此3种无机混凝剂可看作预水解形成的氢氧化物中间体, 这些预水解的形态在混凝过程中, 可以更快地发挥电中和机制, 与污染物接触后, 随后进一步水解形成对应的氢氧化物沉淀. 3种混凝剂的水解速度大小为Ti>Fe>Al[27, 28], 通过预水解过程控制它们的水解速度所形成水解物的尺寸大小顺序为：PFS>TXC>PAC (图 7).因此推测, 铝盐在混凝时, 水解中间物可带有更高的正电荷, 凭借强的电中和与污染物作用; 铁盐与钛盐更容易水解, 与污泥颗粒接触后, 进而立即水解生成多孔的氢氧化物沉淀, 最终增加了干燥絮体的孔体积与比表面.为证实这一推测, 用胶体滴定的方法测定了3种无机混凝剂的电荷密度：PAC (76 mmol·g-1)>TXC (22 mmol·g-1)>PFS (12 mmol·g-1), 无机混凝剂的电荷特性和与胞外聚合物中有机物的结合能力共同决定了污泥调理性能.
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图 7 3种无机混凝剂水解物形态原子力显微镜图 Fig. 7 AFM images of the hydrolysate products in the three inorganic coagulant stock solutions |
本研究对比了TXC、PAC、PFS和PAM的污泥调理性能, 通过对调理后污泥比阻、胞外聚合物、污泥颗粒尺寸等研究, 可知：无机混凝剂对污泥调理性能要优于有机絮凝剂, 但所需投加量高; 无机混凝剂与LB-EPS中多糖类物质结合能力强弱决定其污泥调理性能; 无机混凝剂调理后所得污泥颗粒表面多孔, 具备明显的“骨架”结构.而钛系混凝剂作为一种新型水处理药剂, 因其无生物毒性及优异的污泥调理能力, 有望应用于实际污泥脱水领域.虽然在该研究中证实钛凝胶混凝剂存在投加量高的问题, 但是由于其制备方法简单可控, 可通过制备有机絮凝剂复合型混凝剂、或与有机絮凝剂复配使用等方式进行改进.更多关于钛凝胶混凝剂性能提高的探索, 需要后期更为深入地研究.
| [1] |
涂玉. 污泥调理中混凝剂对污泥脱水性能影响研究[D]. 南昌: 南昌大学, 2008. Tu Y. Studies on the influence of coagulant on sludge dehydration performance in operating conditions[D]. Nanchang University, 2008. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-11902-2009242070.htm |
| [2] | Simon S, Païro B, Villain M, et al. Evaluation of size exclusion chromatography (SEC) for the characterization of extracellular polymeric substances (EPS) in anaerobic granular sludges[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(24): 6258-6268. DOI:10.1016/j.biortech.2009.07.013 |
| [3] |
周俊, 周立祥, 黄焕忠. 污泥胞外聚合物的提取方法及其对污泥脱水性能的影响[J]. 环境科学, 2013, 34(7): 2752-2757. Zhou J, Zhou L X, Wong W C. Optimization of extracellular polymeric substance extraction method and its role in the dewaterability of sludge[J]. Environmental Science, 2013, 34(7): 2752-2757. |
| [4] | Sheng G P, Yu H Q. Characterization of extracellular polymeric substances of aerobic and anaerobic sludge using three-dimensional excitation and emission matrix fluorescence spectroscopy[J]. Water Research, 2006, 40(6): 1233-1239. DOI:10.1016/j.watres.2006.01.023 |
| [5] | Zhai L F, Sun M, Song W, et al. An integrated approach to optimize the conditioning chemicals for enhanced sludge conditioning in a pilot-scale sludge dewatering process[J]. Bioresource Technology, 2012, 121: 161-168. DOI:10.1016/j.biortech.2012.06.093 |
| [6] | Liu F W, Zhou J, Wang D Z, et al. Enhancing sewage sludge dewaterability by bioleaching approach with comparison to other physical and chemical conditioning methods[J]. Journal of Environmental Sciences, 2012, 24(8): 1403-1410. DOI:10.1016/S1001-0742(11)60958-3 |
| [7] | Lu L H, Pan Z D, Hao N, et al. A novel acrylamide-free flocculant and its application for sludge dewatering[J]. Water Research, 2014, 57: 304-312. DOI:10.1016/j.watres.2014.03.047 |
| [8] | Zhao Y Q. Enhancement of alum sludge dewatering capacity by using gypsum as skeleton builder[J]. Colloids and Surfaces A:Physicochemical and Engineering Aspects, 2002, 211(2-3): 205-212. |
| [9] | Qi Y, Thapa K B, Hoadley A F A. Application of filtration aids for improving sludge dewatering properties-a review[J]. Chemical Engineering Journal, 2011, 171(2): 373-384. DOI:10.1016/j.cej.2011.04.060 |
| [10] | Matsui Y, Matsushita T, Sakuma S, et al. Virus inactivation in aluminum and polyaluminum coagulation[J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(22): 5175-5180. |
| [11] | Steiner A E, McLaren D A, Forster C F. The nature of activated sludge flocs[J]. Water Research, 1976, 10(1): 25-30. DOI:10.1016/0043-1354(76)90153-6 |
| [12] | Wang X M, Li M H, Song X J, et al. Preparation and evaluation of titanium-based xerogel as a promising coagulant for water/wastewater treatment[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(17): 9619-9626. |
| [13] | Wang X M, Wang X, Wei Z B, et al. Potent removal of cyanobacteria with controlled release of toxic secondary metabolites by a titanium xerogel coagulant[J]. Water Research, 2018, 128: 341-349. DOI:10.1016/j.watres.2017.10.066 |
| [14] |
王彩霞, 张伟军, 王东升, 等. 钛盐混凝剂调理对活性污泥絮体理化性质的影响作用机制[J]. 环境科学, 2016, 37(6): 2243-2251. Wang C X, Zhang W J, Wang D S, et al. Influencing mechanism of titanium salt coagulant chemical conditioning on the physical and chemical properties of activated sludge flocs[J]. Environmental Science, 2016, 37(6): 2243-2251. |
| [15] | Zhang W J, Chen Z, Cao B D, et al. Improvement of wastewater sludge dewatering performance using titanium salt coagulants (TSCs) in combination with magnetic nano-particles:Significance of titanium speciation[J]. Water Research, 2017, 110: 102-111. DOI:10.1016/j.watres.2016.12.011 |
| [16] | Zhao Y X, Phuntsho S, Gao B Y, et al. Preparation and characterization of novel polytitanium tetrachloride coagulant for water purification[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(22): 12966-12975. |
| [17] |
牛美青, 张伟军, 王东升, 等. 不同混凝剂对污泥脱水性能的影响研究[J]. 环境科学学报, 2012, 32(9): 2126-2133. Niu M Q, Zhang W J, Wang D S, et al. Study on effect of chemical conditioning using different coagulants on sludge dewatering performance[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(9): 2126-2133. |
| [18] | Lowry O H, Rosebrough N J, Farr A L, et al. Protein measurement with the Folin phenol reagent[J]. The Journal of Biological Chemistry, 1951, 193(1): 265-275. |
| [19] |
刘晓涵, 陈永刚, 林励, 等. 蒽酮硫酸法与苯酚硫酸法测定枸杞中多糖含量的比较[J]. 食品科技, 2009, 34(9): 270-272. Liu X H, Chen Y G, Lin L, et al. Comparison of methods in determination of polysaccharide in Lycium barbarum L.[J]. Food Science and Technology, 2009, 34(9): 270-272. |
| [20] |
邵青, 冷超群. 胶体滴定测定PAC电荷密度的实验研究[J]. 工业水处理, 2014, 34(9): 70-73. Shao Q, Leng C Q. Experimental research on colloid titration determination of PAC charge density[J]. Industrial Water Treatment, 2014, 34(9): 70-73. DOI:10.11894/1005-829x.2014.34(9).070 |
| [21] | Wu H, Liu Z Z, Yang H, et al. Evaluation of chain architectures and charge properties of various starch-based flocculants for flocculation of humic acid from water[J]. Water Research, 2016, 96: 126-135. DOI:10.1016/j.watres.2016.03.055 |
| [22] | Zhao Y X, Gao B Y, Qi Q B, et al. Cationic polyacrylamide as coagulant aid with titanium tetrachloride for low molecule organic matter removal[J]. Journal of Hazardous Materials, 2013, 258-259: 84-92. DOI:10.1016/j.jhazmat.2013.04.044 |
| [23] | Niu M Q, Zhang W J, Wang D S, et al. Correlation of physicochemical properties and sludge dewaterability under chemical conditioning using inorganic coagulants[J]. Bioresource Technology, 2013, 144: 337-343. DOI:10.1016/j.biortech.2013.06.126 |
| [24] | 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. DOI:10.1016/j.watres.2006.06.037 |
| [25] | Chen W, Westerhoff P, Leenheer J A, et al. Fluorescence excitation-emission matrix regional integration to quantify spectra for dissolved organic matter[J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(24): 5701-5710. |
| [26] | Zhao Y X, Gao B Y, Shon H K, et al. Coagulation characteristics of titanium (Ti) salt coagulant compared with aluminum (Al) and iron (Fe) salts[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 185(2-3): 1536-1542. DOI:10.1016/j.jhazmat.2010.10.084 |
| [27] | Duan J M, Gregory J. Coagulation by hydrolysing metal salts[J]. Advances in Colloid and Interface Science, 2003, 100-102: 475-502. DOI:10.1016/S0001-8686(02)00067-2 |
| [28] | Buettner K M, Valentine A M. Bioinorganic chemistry of titanium[J]. Chemical Reviews, 2012, 112(3): 1863-1881. DOI:10.1021/cr1002886 |