污泥预处理对产甲烷和处置的性能与有效性比较研究

环境科学与生态技术8（2021）100132原创研究通过各种预处理的污泥分解、产甲烷和最终处置：性能和有效性的比较何海洋a，辛晓东b，邱伟a，*，李冬c，刘志岑d，马军a，**a哈尔滨工业大学环境学院城市水资源与环境国家重点实验室，哈尔滨，150090b华侨大学环境科学与工程系，厦门，361021c南京信息工程大学环境科学与工程学院大气环境与装备技术协同创新中心，江苏省大气环境监测与污染控制重点实验室，南京，210044 d爱丁堡大学地球科学学院，英国爱丁堡，EH8 9JU&我的天啊N F O文章历史记录：A B S T R A C T比较了臭氧氧化法、Fe2 +-SO2-法和冻融法三种废水预处理方法2 8收到日期：2021年9月14日2021年10月19日2021年10月19日接受（F/T）在污泥的分解、厌氧消化（AD）和最终处置中F/T预处理使污泥的脱水性能和沉降性能分别提高了7.8%和47.1%臭氧氧化预处理生成的挥发性脂肪酸（VFA）最高可达320.82 mg SCOD/L，控制了硫化物的释放。Fe2 +-SO2-预处理通过吸附去除重金属2 8保留字：污泥消化厌氧污泥消化效果比较原位形成的铁粒子的吸附和反吸附。在污泥厌氧消化过程中，由于上清液中VFA含量较高，臭氧预处理对污泥的水解速率（k）的促进作用大于对污泥生化甲烷势（B0）的促进作用。相比之下，F/T预处理通过提高B 0的增溶，以极大的经济效益促进了B0的形成。污泥Fe_2O_3- SO_2-预处理虽然降低了甲烷的生成量，但铁颗粒对甲烷的生成有抑制作用，不同的预处理方法2 8在污泥的分解和无害化处置方面具有独特的优势。臭氧氧化预处理后的消化污泥中VFA含量增加，有利于碳的循环利用。另外，臭氧氧化预处理可以减少污泥量，节省运输和处置费用。不同的预处理具有不同的特点。比较研究提供了信息，允许选择预处理的类型，以实现污泥处理和处置的不同目标。©2021作者由爱思唯尔公司出版代表中国环境科学学会这是一篇基于CC BY-NC-ND许可证的开放获取文章（http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/）。1. 介绍由废水处理厂（WWTPs）产生的废活性污泥的量急剧增加，目前超过5000万吨/年（80%含水量污泥）[1，2]。未经有效处理而直接处置剩余污泥会对环境（包括土壤、空气、地下水等）造成诸多威胁。人类健康[3，4]。实现剩余污泥的减量化、无害化和资源化是消除城市污泥积累对环境污染的关键。废污泥通常由有机物、微生物*通讯作者。**通讯作者。电子邮件地址：qiuweihit@126.com（W. Qiu），majun@hit.edu.cn（J. Ma）。细胞和固体颗粒，主要部分是水（> 90%）[5]。但是，由于复杂的污泥结构和刚性的微生物细胞壁，污泥脱水是具有挑战性的，这有助于形成生物凝胶结构并阻碍间隙水和细胞内水的释放[6，7]。 厌氧消化已被证明是污泥减量、稳定化和资源回收的有效方法[8，9]，但由于复杂的污泥微生物引起的水解效率相对较低，因此受到限制。因此，有必要采用预处理方法来分解污泥中的碳水化合物，破坏微生物细胞，促使污泥水解向更高效的厌氧消化方向发展，以达到减量化、无害化和资源化的目的[10]。目前，污泥的预处理方法主要分为物理、化学、生物和耦合等.https://doi.org/10.1016/j.ese.2021.1001322666-4984/©2021作者。由Elsevier B.V.代表中国环境科学学会、哈尔滨工业大学、中国环境科学研究院出版。这是一篇基于CC BY-NC-ND许可证的开放获取文章（http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/）。可在ScienceDirect上获得目录列表环境科学与生态技术期刊主页：www.journals.elsevier.com/environmental-science-and-www.example.comH.他，X。 Xin，W. Qiu等人环境科学与生态技术8（2021）1001322-物理方法主要包括超声处理[11]、微波处理[12]、热水解[13，14]和F/T预处理[15]。其中，F/T预处理可以有效地在装有400 mL污泥样品的500 mL烧瓶中进行。将氧化剂加入到反应体系中的Fe2+与SO2-的浓度比为4：5（摩尔比2 8破坏污泥微生物和微生物细胞，改善厌氧消化[15，16]。经F/T预处理后 ， 污 泥 体 积 指 数 可 从 16.4 mg/L 降 至 4.0 mg/L ， 产 酸 活 性 提 高20%[16]。化学方法，如Fenton试剂处理[17]，过硫酸盐处理[2，18]，高铁酸盐（VI）处理[19，20]和臭氧化处理[21，22]，因其高效操作和高反应速率而具有吸引力臭氧化处理是一种有效的、绿色的污泥降解方法 可使悬浮物减少49.1%，挥发性悬浮物减少45.7% [22]。臭氧化预处理可加快厌氧消化过程，通过该预处理，消化30天后甲烷产量增加2.11倍[23]。过硫酸盐预处理是另一种广泛应用的污泥处理方法。 它能活化形成SO- 4，SO-4是一种强氧化性物种，可降解某些有机污染物[24]。Fe2O3通常用于活化过硫酸盐，因为其原位形成的铁颗粒可用于改善污泥的可溶解性和可沉降性[25]。在1.5mmol/L时，污泥的毛细抽吸时间在1 min内下降了88.8Fe2 O2-/g VSS和1.2 mmol SO2-/g VSS预处理[26]。的根据以前的研究[26]。臭氧化系统如图所示。 S1. 臭氧（气体）的浓度通过硫代硫酸钠滴定法测量[30]。氧化剂的用量分别为0.05、0.1、0.15、0.2、0.3、0.4和0.5 mmol/g VS。将所有样品在初始pH（即，原污泥的pH值在反应过程中，通过磁力搅拌器以600 rpm的粗略速度搅拌样品30 min。所有试验均在25± 1 ℃下重复分析对于F/T预处理，将2L原污泥在20° C下在塑料瓶中冷冻12小时，并在室温下解冻。这被记录为一个F/T预处理周期[31，32]。在每个预处理循环后，收集400 mL污泥样品并储存在4℃下用于以下分析。2.3. 生化甲烷势（BMP）测定通过BMP测定分析不同污泥样品的厌氧消化[33]。将300 mL预处理污泥和500 mL种子污泥加入1 L螺纹瓶中。接种污泥在使用前在37±1 ℃下培养30天。的pH将预处理后的样品调节至7.0± 0.5，然后2 8胞外聚合物（EPS）结构和微生物细胞均被破坏，导致胞内有机物的释放经Fe2 +-SO2预处理后的物质[27]。将样品加入到厌氧消化反应器中吹扫后N2搅拌10分钟后，将瓶加盖并在37± 1° C下以800 rpm的速度搅拌（设备图显示于图10中）。2 8臭氧化预处理由于其强氧化性，在污泥的降解方面取得了很好的效果。臭氧化作用简单，不像Fe2 +-SO2-，它结合了氧化和氧化图S2 ）。每天用排液法记录沼气量 .使用配备有热导率检测器（Agilent-7890 A，USA）的气相色谱仪检测该化合物。甲烷含量记录为mL CH4/g VS.所收集的数据2 8[21、24]。F/T被认为是一种很有前途的预处理方法，可以通过冰晶和层来提高污泥的分解和厌氧消化性能[28]。然而，通过化学和物理预处理对污泥的分解可能会通过化学物质从细胞质释放一些不溶性物质到上清液中，这对污泥的进一步处理和处置有害[29]。考虑到的优点和缺点，研究了不同预处理、臭氧氧化、Fe2 +-SO2-和与之前的研究一样进行了分析[33]。B0和k的详细表达式见正文S1。2.4. 分析方法将预处理的样品首先在3000 rpm下离心10分钟。然后用0.45μm醋酸纤维素膜过滤收集的上清液。这些文件被用来分析2 8本文对F/T预处理对污泥的崩解、厌氧消化和最终处置进行了对比研究，目的在于：（1）论证3种不同预处理方法在污泥生物体崩解和微生物细胞裂解方面的优势;（2）考察3种预处理方法对污泥厌氧消化的影响;（3）从经济角度研究消化污泥的特性：（4）评价处理后污泥的无害化、稳定化和减量化。2. 材料和方法2.1. 污泥特性原污泥样品是来自中国哈尔滨市文昌市污水处理厂的厌氧/好氧工艺的二次污泥。收集的污泥在使用前储存在4℃的冰箱中。原污泥的主要特性见表S1。所有实验均在采样后48 h内完成。2.2.实验过程研究了臭氧氧化和Fe2 +-SO2-（即Fe 2 +-SO2-，FeS-总氮（TN）、总磷（TP）、可溶性化学需氧量（SCOD）和VFAs，根据美国公共卫生协会（APHA）方法[34]。通过重量法测量总固体（TS）和挥发性固体（VS）。污水污泥的溶解表示为SCOD含量除以污泥的VS。采用30 min沉降比（SV30）来描述预处理样品的沉降性，即100 mL污泥混合物在30 min内未受扰动时形成的沉淀物总体积的比值。将预处理样品在2000 r/min离心15 min后，测定污泥固体的含水量，然后将收集的固体在103至 105 ℃下干燥12小时，计算其含水量[35]。通过膜分离法分析分子量（MW）分布，其中收集的上清液通过分子截留值分别为300 kDa、100 kDa和10 kDa的超滤膜（Mosu，中国）过滤。通过pH分析仪（Leici，中国）测量污泥的pH。使用粒度分析仪（Mastersizer 2000，UK）分析粒度。对于重金属分析，首先通过0.22m m醋酸纤维素膜过滤上清液，滤液用硝酸酸化，105 ℃消化反应2小时，除去有机物。接下来，消化液被通过电感耦合等离子体光发射光谱仪（Agilent 5110 ICP-OES，USA）检测以测量重金属2 8O4 $7H2O（本研究中为K2S2O8）预处理对崩解浓度的影响。硫化物的浓度是通过H.他，X。 Xin，W. Qiu等人环境科学与生态技术8（2021）100132382 88888 2 8亚甲基蓝法，以硫化钠为标准[36]。Fe2 +-SO2-预处理改变了这一现象，2 8用毛细管抽吸时间（CST）分析仪当SO2-浓度为0.5mmol/g VS时，颗粒尺寸增大。 1 d）。的2 8（Triton，UK）。3. 结果和讨论形成的SO-4降解了大量的非细胞多聚体物质，从而破坏了污泥颗粒，形成了一些细颗粒（或颗粒）（见图1b）。铁粒子是Fe2+的优势，SO2-有利于颗粒物的悬浮，增强了露-2 83.1. 污泥脱水沉降性能图 结果表明，F/T预处理比臭氧氧化和Fe2 +-S2 O2预处理对污泥沉降性能有更好的促进作用。一个周期的预处理后，SV 30从99.1%降至52.0%。在冻结过程中，胞内微生物物质膨胀，污泥中的微生物可能被破坏。然后，微生物细胞裂解减少了解冻后污泥的体积[5，16]。臭氧氧化和Fe2 +-S2O2-预处理（0.5mmolO3或S2O2-/gVS）的SV30在Fe2 +-SO2-预处理中，原位形成的铁颗粒可以将污泥微生物和无机颗粒包裹起来，从而导致比臭氧预处理更大的沉降能力[26]。污泥固体的含水量用于指示污泥混合物的脱水量[35]。在图1b中，Fe2 +-S2O2预处理（[S2O2-]0> 0.3mmol/g VS）比臭氧氧化预处理具有更强的脱水作用.臭氧和SO4-的E0均为2. 0.7eV和2.5e3。1eV，但SO-4对与有机物反应更具选择性[5，37，38]。所以臭氧可能被释放的细胞内物质消耗，导致低脱水[3]。对于F/T预处理，在一个循环后，含水率迅速下降至82.3%，但随着操作循环的增加，含水率没有进一步下降。粒度分布与脱水性和沉降性有关[8，39]。原污泥的粒径主要为1e300m m，臭氧化预处理对改变其粒径影响不大（图1c）。胞外聚合物物质连接污泥混合物中的颗粒和微生物[40，41]。这与其他过硫酸盐活化方法（如碱活化过硫酸盐和碱活化过硫酸盐）相比，该方法可提高污泥的可降解性和可沉降性[26，42，43]。在图1e中，存在两个峰值（即，0e 150和150e 1200m m）。在F/T预处理后，微生物细胞裂解可释放含有大量蛋白质（PN）和多糖（PS）的细胞内物质[26]。 由于蛋白质的粘性，其凝结并包裹细胞碎片和污泥颗粒，形成150e 1200 m m的峰值[44]。同时，在冻结过程中，由于冰层的促进，污泥混合物中的一些颗粒或微生物被聚集和压缩，这增加了污泥微生物的粒径[45，46]。之前的研究也发现了类似的现象，即冷冻预处理提高了填埋污泥的粒径[46]。随着循环次数增加到5次，颗粒大小分布与原污泥相似。在第一循环中形成的新的微生物群可能在随后的F/T预循环中被破坏治疗如上所述，三种预处理在一定程度上改变了污泥的理化性质（图1），从而改变了污泥上清液的组分3.2.细胞内物质3.2.1.污泥溶解原污泥的溶解度仅为0.035mgSCOD/gVS，但经0.1mmolO3/gVS预处理后，溶解度提高到0.291mgSCOD/gVS，这是由于臭氧的氧化作用破坏了污泥的微生物细胞，使有机物释放到上清液中，从而提高了污泥的溶解度。图1.一、研究了 不 同 预 处 理 后 固 体 的 SV 30（a）和含水量（b）的 变 化 ，臭 氧 氧 化 后 固体的粒径分布（c）、Fe 2 +-SO2-（d）和F/T（e）预处理H.他，X。 Xin，W. Qiu等人环境科学与生态技术8（2021）100132428282828污泥（图2a）[33]。当臭氧剂量超过0.1 mmol/g VS时，过量的臭氧会降解释放的物质，并导致污泥溶解度适度上升[47]。的Fe2 +-SO2-预处理与臭氧氧化的变化趋势相似材料可能是从细胞质到TB-EPS/LB-EPS再到上清液。虽然一个周期的预处理破坏了污泥中的微生物和微生物细胞（图1a ~ 1b和2a），PN和PS完全释放到上清液中需要更多2 8预处理然而，氧化预处理受到了不必要的消耗的氧化剂与释放有机物物质. 高铁酸盐预处理也提出了一个分析，循环预处理的冰晶（图。 3 a ~ 3 b）。同时，臭氧氧化预处理的PN和PS浓度高于Fe2 +-SO2-预处理，2 8当高铁酸盐（VI）浓度超过100 mg/ L时，污泥溶解缓慢增加的ogous现象[8]。然而，污泥的溶解增加到在F/T预处理中，一个周期后SCOD为0.457 mg/g VS，随后稳定上升结果表明，一个周期的预处理足以使污泥中的有机物分解。3.2.2.N/P物质剩余污泥中含有丰富的氮、磷，通过检测三种预处理方式下剩余污泥中氮、磷的含量，分析其差异性是有益的。在所有预处理中，F/T预处理的TN释放量最大，而臭氧化预处理向上清液中释放的TP更多（图2b~ 2c）。F/T预处理可以有效地破坏污泥中的微生物细胞，提高污泥的脱水性和沉降性，同时含氮物质从细胞质转移到上清液中相同的施用剂量（图3a~ 3b）。如图2a所示，在相同的施用剂量下，臭氧化处理在破坏污泥微生物和微生物细胞方面因此，臭氧化处理后的样品中PN和PS的含量较高。此外，原位形成的铁颗粒可以吸收和吸收释放的PN和PS [49]。如上所述，氧化处理受到氧化剂的意外消耗、应用剂量和种类的限制。然而，F/T预处理会通过冰晶（即，物理方法），没有过多的限制。然而，氧化剂和释放的物质之间的相互作用易于形成VFA，产甲烷菌可以直接利用VFA来提高污泥的厌氧消化，但在原污泥中很少[4，50，51]。经过5次F/T预处理后，VFA含量仅从原污泥的25.10 mgSCOD/L增加到60.49 mg SCOD/L，因此EPS和细胞质中仅存在少量VFA（图1）。 3 c）。在Fe2 +-SO2-体系中（图2b）。含磷物质主要存在于细胞膜中[3，48]。形成的冰晶破坏了细胞膜-预处理后，VFA浓度提高到114.17 mg SCOD/L在0.5mmol SO2-/g VS的条件虽然改善-膜通过冻结膨胀，而不是通过化学方法融化它。因此，F/T改善污泥Fe2 +-SO2-预处理比F/T预处理低预处理与臭氧氧化预处理相比。此外，铁粒子形成的原位吸附和吸收，（图） 1a~1b和2a），SO-4使大分子有机物在Fe2 +-SO2-中形成较多的VFA。浓度计算了Fe_2O_3-SO_2预处理中的含氮磷物质，在0.5mmolO3/gVS的作用下，VFAs的COD浓度甚至可达320.82mgSCOD/L2 8文[8]。因此，铁离子预处理的TN和TP的浓度。SO2-预处理的臭氧非选择性氧化作用甚至低于F/T预处理。更容易破坏微生物细胞和降解有机物，2 8这是一个重要的原因[52]。臭氧氧化-Fe_2O_3-SO_2预处理含氮磷物质的释放与2 8上清液中PN和PS的变化是微生物的营养物质，有助于加强后续污泥处理和处置，如厌氧消化。3.2.3.PN、PS和VFA如图3a~ 3b所示，在所有预处理中，F/T预处理实现了最佳的PN和PS释放。经过一个周期的预处理，PN和PS的浓度分别为2105 mg/L和197 mg/L。一个循环的F/T预处理可以有效地破坏污泥中的微生物细胞和微生物菌体，导致细胞内物质如含N/P物质的释放（图2b ~ 2c）。PN和PS是细胞质和EPS的主要成分，EPS由双层结构组成，包含紧密结合的EPS（TB-EPS）和松散结合的EPS（LB-EPS）[49]。然后，细胞内分子量分布可将大分子物质降解成小分子物质（图3d）。例如，10和100 kDa物质的百分比从原污泥的13.68%增加到38.21%。化学预处理降低了有机物质的分子量，产生了更多的小分子物质，如VFA [51]。因此，化学预处理对提高上清液中VFA含量的效果优于物理预处理。根据先前的研究，超声波、微波和高压均质预处理均不能改变释放的物质如VFA和小分子物质的特性[53e55]。从理论上讲，高VFA含量通常表明污泥厌氧消化效果较好，而一些有害物质，如重金属，也随着细胞裂解释放到上清液中。图二、污 泥 的溶解性（a）;不同预处理后上清液中TN（b）和TP（c）的浓度。H.他，X。 Xin，W. Qiu等人环境科学与生态技术8（2021）1001325图3.第三章。不 同 预处理后上清液中PN（a）、PS（b）和VFAs（c）的含量以及有机物（d）分子量分布的变化。3.2.4.重金属和硫化物重金属对污泥厌氧消化有毒害作用，影响污泥的最终处置，因此分析了不同预处理方法后污泥中重金属的含量，如图4a ~ 4c所示[56，57]。随着臭氧投加量的增加，水体中主要重金属的总浓度（> 0.3mg/L）逐渐增加（图4a）。这说明微生物发生了细胞裂解和污泥胶体崩解，并有重金属的释放。协议-与以往的研究相比，臭氧化污泥的直收率更高，F/T预处理在一个周期内可以释放大量的有机物，如PN和PS（图3a~ 3b），但无法控制上清液中的硫化物含量，预处理5个循环后，浓度为8.00 mg/L（图4d）。F/T预处理虽然能有效地破坏污泥中的微生物和菌体，提高污泥的溶解性，减少污泥体积，但并没有改变污泥中VFAs的形成和硫化物的去除等释放物质的特征。相比之下，Fe2 +-SO2-预处理的去除效果更好2 8铜（Cu）和锌（Zn）的毒性，这是臭氧化预处理的缺点[22]。F/T预处理一个周期后重金属含量从4.79 mg/L增加到11.49 mg/L，而五个周期后其含量几乎为11.80 mg/L（图4c）。这证实了一个循环的F/T预处理对破坏污泥微生物和微生物细胞是有效的。其他物理预处理，包括水热预处理，超声波和微波，也不能控制重金属的释放[58，59]。Fe_2O_3-SO_2 预处理重金属和硫化物以及臭氧化预处理提高了污泥上清液中VFA的含量有害物质的释放和VFA的形成与污泥的厌氧消化有关[61]。3.3.污泥厌氧消化性能图图5a ~ 5 b为沼气和甲烷的产量28臭氧预处理样品的积累。 臭氧化后诱导微生物细胞裂解（图2a~ 2b），但只有6.00 mg/L重经0.5mmolSO2-/gVS预处理后，上清液中有金属存在处理后，沼气产量高于原料污泥28（245.82 mL/g VS）。有趣的是，沼气产量是稳定的，（图） 4 b）。这归因于原位形成的铁颗粒吸收或去除释放的重金属。因此，上清液中的重金属含量较低，这有助于污泥的无害化处理[60]。此外，硫化物被认为是污泥恶臭的来源，也是无害和稳定污泥处理的关键参数[8]。当臭氧投加量为0.2 mmol/g VS时，经臭氧化处理的污泥样品上清液中的硫化物浓度达到5.34 mg/L的峰值（图4d）。这一过程可能是由微生物细胞释放细胞质引起的。 然而，硫化物含量逐渐减少，当臭氧投加量为0.19 mg/L时，硫化 物含量在Fe2 +-SO2- 预处 理中也有 类似的趋 势，首先增加 到0.2mmol/g，即使当臭氧的剂量从0.05 mmol/g VS变化到0.5mmol/GVS和仅从279.93mL/GVS到290.01 mL/g VS.营养物质的含量，包括PN和PS（图）。 3 a ~ 3b），随着臭氧投加量的增加而上升，理论上可以产生更多的沼气。臭氧氧化预处理后，沼气中甲烷的含量逐渐增加. 臭氧化处理的样品具有更多的VFA（图1）。 3 c）易于被产甲烷菌利用，使得产甲烷菌成为优势细菌，导致沼气中甲烷百分比的增加[62]。此外，释放的重金属会影响微生物的新陈代谢，降低沼气产量[63]。因此，高浓度的PN和PS可能会实现生物气8、在特定的时间生产。4.15在0.3mmol SO2-/g VS条件下，2012年2月2日-28在铁2--S2O8预处理、产气梯度、在0.5mmolS2O8/gVS时，高铁酸盐（VI）的浓度当SO2-含量低于0.5mmol/L时，2 8也控制了硫化物的释放，但1.25 mmol Fe（VI）/g VS预处理的硫化物浓度仅低于原污泥[8]。gVS（图 5 c）。污泥中的微生物细胞被破坏，有机物释放到上清液中，促进微生物代谢，形成更多的沼气。H.他，X。 Xin，W. Qiu等人环境科学与生态技术8（2021）10013262 88见图4。研究了臭氧氧化（a）、Fe2 +-SO2-氧化（b）和F/T（c）处理后，土壤中Zn、Cu、Pb、Ni、Cd等重金属（>0.3mg/L）含量的变化，以及土壤不同预处理后的上清液（d）。但沼气产量从334.62 mL/g在0.3mmol SO2-/g VS处理的样品中，K值的平台。第1、3和5周期处理的样品B0分别提高了51.15%、56.90%和58.69%，2 8浓度为0.5 mmol/g VS.这可能归因于污泥混合物中大量的钾离子，其抑制了厌氧消化中的生物活性[8]。但Fe_2O_3-SO_2 处理样品中SO_2~-的氧化产物，很好污泥颗粒的分解和微生物细胞的裂解有助于营养物质的释放（即，PN和PS）进入上清液中（图3a ~ 3b），在F/T处理的细胞中获 得 更高 的 B 0sample. 然而，冰晶不能产生VFA，4 2 8被硫酸盐还原菌用作营养物，形成硫化氢Fe2 +-SO2-预处理在冷冻过程中（图） 3 C），可以解释其不能增加k值。虽然臭氧化和F/2 8实现了最低的甲烷产量（图）。 5 d）[2，64]。经过一个循环的F/T预处理后，沼气产量和甲烷产量分别增加了28%和52%（图5e~ 5 f）。然而，与一个循环相比，五个循环的预处理后的沼气产量和甲烷产量没有显著变化。有趣的是，F/T处理的样品在一个循环后的VFAs浓度远低于0.1mmolO3/gVS处理的样品，但它获得了更好的甲烷产量。因此，进一步研究不同污泥样品的厌氧消化特性势在必行。进行模型分析以评估不同样品的B0和k（图12）。 6）。基质模型通常适用于R2超过0.9600的所有样品（图5和表S2）。当臭氧投加量从0.05 mmol/g VS增加到0.3 mmol/g VS时，臭氧化处理无法改变B0，但在0.3 mmol O3/g VS条件下，k值从原污泥的0.225/d上升到0.354/d。因此，由于处理样品中VFAs含量较高，臭氧化预处理更容易提高甲烷产生速度，而不是生化甲烷势（图3c）[65]。施加的臭氧还诱导有机物质的羟基化，导致产甲烷菌的失调，导致稳定的B0[29]。在Fe2中，T预处理促进了污泥的厌氧消化，消化污泥的特性与最终污泥处置有关。3.4.消化污泥的性质消化污泥中VFA的浓度对于回收有价值的物质是可行的，这些有价值的物质可以作为WWTP中微生物的营养物再循环，或者被认为是昂贵产品的原材料[67]。污泥厌氧消化后，臭氧氧化处理后的样品中VFA含量达到峰值，在0.5mmolO3/gVS的条件下，VFA含量为605.69mgSCOD/L。 7 a）。说明臭氧预处理不仅提高了污泥中VFA的含量，而且促进了污泥厌氧消化过程污泥混合物中的一些有机物质可能被臭氧氧化成VFA，大分子物质将降解为小分子物质（图3d），这些小分子物质更容易被微生物代谢，从而在污泥厌氧消化中产生更多VFA[68]。在F/T预处理中，VFA含量仅从5次循环后，40.28 mg SCOD/L至244.06 mg SCOD/L虽然S2O2预处理，B和k都被抑制了，在F/T预处理后，更多的有机物被释放在上清液中。可能归因于硫酸盐还原菌形成的H2S对产甲烷菌的毒性[2，66]。相比之下，F/T预处理提高了B0，治疗（图） 2 ~ 3），冻融过程对释放有机物结构的改变作用较弱，导致消化污泥中VFAs含量较低H.他，X。 Xin，W. Qiu等人环境科学与生态技术8（2021）10013272 8288图五. 研究了臭氧氧化后不同样品（a ~ b）的产气量和累积产甲烷量（BMP数据的模型拟合曲线）、Fe2 +-SO2-（c ~ d）和F/T（e ~ f）预处理。[S2O2-]0 <0.1 mmol/g VS。原位形成的铁颗粒和微生物的影响可能导致消化污泥在Fe2 +-SO2-预处理后CST较低[70]。然而，颗粒大小分布-2 8消化后的污泥（图7d ~ 7 f）与经过不同预处理的处理后的样品（图1c ~1 e）相似。因此，污泥预处理提高了消化污泥的脱水和还原能力，但对改变消化污泥的粒径影响不大3.5.相关分析见图6。不同样品的水解速率（k）和生化甲烷势（B0）。臭氧预处理[28]。臭氧氧化和F/T处理的样品中VS含量也较低，其中在0.5mmolO3/gVS条件下VS的去除率为38.96%，经过5个循环的预处理后VS的去除率为32.25%（图7 b）。低污泥量有利于以下处置，包括运输和回收，成本低[67]。此外，消化污泥的CST在三次预处理后降低，如图7c所示。这说明预处理可以提高消化污泥的可滤性，但消化污泥在最终污泥处理过程中易发生深度脱水处置[69]。Fe_2O_3- SO_2预处理显著提高了如上所述，三种预处理影响污泥崩解（图1）。 1 ~ 3）和厌氧消化（图。 5 ~ 7）。因此，相关性分析被用来研究检测参数之间的相互关系。如图8a所示，RDA表明化学预处理（即， 臭氧氧化和Fe 2 +-SO2-预处理）和物理预处理（即，F/T预处理）在污泥的崩解方面各有优势。化学预处理，特别是臭氧化预处理，有利于促进VFA的产生，从而加快厌氧消化速率（k）。相比之下，物理预处理更有利于有机物的释放，提高B0. RDA分析表明，检测参数之间存在相关性。在3种预处理中，2 8当SO2-投加量为（图8b ~ 8 d）。高浓度的VFA表明，2 8低于0.1mmol/gVS，但随着SO2-用量的进一步增加，其降解效果逐渐变 如图 5 d，甲烷显著的污泥水分解和细胞溶解水平，在厌氧过程中，2 8生产没有完成的条件下，[67]第67话k与根据结果，H.他，X。 Xin，W. Qiu等人环境科学与生态技术8（2021）10013282 82 8图7.第一次会议。研 究 了污泥AD后不同处理样品的VFAs（a）、VS还原（b）和CST（c）浓度，臭氧氧化（d）、Fe 2 +-SO2-（e）和F/T（f）AD后预处理样品。图8.第八条。不 同 样 品 的RDA结果（a）、臭氧氧化后检测参数的统计相关性分析（b）、Fe 2 +-SO2-（c）和F/T（d）预处理。臭氧氧化预处理中的反应条件见图3~ 4。污泥的溶解度仍与F/T处理后的B0有关样品（图8d）。因此，污泥的溶解作用在污泥厌氧消化过程中起着关键作用，VFAH.他，X。 Xin，W. Qiu等人环境科学与生态技术8（2021）10013292 8表1不同工艺生产甲烷和降低VS的经济性分析。参数AD性能（CNY/L CH4）VS还原（CNY/g VS）臭氧氧化（mmol O3/gVS）0. 1 0. 38 0. 080.3 1.04 0.210.5 1.46 0.33Fe2+-SO2-（mmol SO2-/gVS）0.1 0.032 8 2 80.3 0.100.5 0.22F/T（循环）1 0.19 0.06*灰色区域表示预处理样品中的甲烷产量低于原污泥中的甲烷产量。分解后的含量可以指示消化污泥的体积。污泥的分解、厌氧消化和最终处置。F/T预处理对污泥的脱水性能和沉降性能的改善效果优于其他预处理。Fe_2O_3-SO_2-预处理过程中原位生成的铁粒子促进了3.6.经济分析和前景2 8在实验室规模上对不同预处理的经济分析评价了它们的适用性和实用性（表1）。由于污泥的截留和吸附作用，污泥发生沉降。所有预处理均能促进污泥微生物的崩解和细胞的裂解，从而释放出细胞内物质臭氧氧化和Fe2 +-SO2-预处理-臭氧氧化预处理的预处理费用为28臭氧发生器的电荷（额定值：80 w;家用臭氧发生器-中国的三价成本：0.51 CNY/千瓦时）和高纯度氧气（Liming Co.，中国，300 CNY/40 L）。Fe2 +-SO2-的成本F/T预处理能氧化有机物，生成较多的VFA和小分子物质，但F/T预处理对了 模型分析表明，臭氧预处理预处理主要由FeSO由于VFAs的高浓度，F/4$7H2 O（阿拉丁，T预处理容易提高B更好的经济效益-99 CNY/500 g）和K2 S2 O8（阿拉丁，84 CNY/500 g）。同时电冰箱（额定值：150 W）的电荷被认为是0科学由伟大污泥增溶作用Fe2 O- SO2-预处理本研究中的F/T过程的费用。从表1中可以看出，Fe2 O3-SO2-预处理具有经济优势，导致甲烷产量下降，由于有毒-H2S对产甲烷菌的毒性实现臭氧化预处理2.8较低的污泥体积，并产生更多的VFAs消化与臭氧氧化预处理相比，在相同的氧化剂投加量下，污泥减量效果显著。虽然臭氧预处理-污泥，这有助于减少和无害化的污泥处置和处理。而Fe2 +-SO2-预处理-厌氧消化28h后，处理的VS还原效果较好对于污泥（图7b），高纯氧的成本高于Fe2 +-SO2-预处理的试剂成本。F/TVS还原比臭氧氧化更经济预处理最后，所有预处理均提高了28消化污泥，但未能改变颗粒大小在实验室规模上，预处理在甲烷生产和VS降低方面具有最佳的经济效益（表1），而冷冻设备和污泥储存容器在实践中可能昂贵且复杂。从经济性和有效性分析可知，不同预处理方法对污泥的崩解具有不同的优势。臭氧预处理可以有效地破坏污泥的厌氧活性，提高污泥厌氧消化的k值和VS还原率。臭氧化预处理的这些特点使其适合于城市污水处理厂对剩余污泥的处理，因为剩余污泥的量是巨大的，并且污泥将被立即处理和处置以避免积累[71，72]。原位生成的铁颗粒和较低的价格是其优点，Fe2 +-SO2-预处理，而诱导SO2-抑制了分布确认本研究得到了哈尔滨工业大学城市水资源与环境国家重点实验室（No.10000000）的资助。2019TS04）。附录A. 补充数据本文的补充数据可以在https://doi.org/10.1016/j.ese.2021.100132上找到。利益冲突2 8 4污泥厌氧消化过程中产生的甲烷所以Fe_2O_3- SO_2预处理更适用于工业生产作者声明，他们没有已知的竞争对手。2 8金融利益或个人关系的本可以污泥，如纺织印染污泥[73e75]。农村污水处理厂剩余污泥较少，因此F/T预处理占主导地位，以降低建设成本，促进沼气利用的便利性[76e78]。4. 结论对F/T、Fe2 +-SO2-和臭氧氧化预处理进行了比较。这似乎是对本文所报道的工作的引用[1]Y. 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