热处理温度对污泥水解效果的影响及其三维荧光光谱特征+

(1)

热处理温度对污泥水解效果的影响及其三维荧光光谱特征＋

李倩倩１，郭亮１’２’３“，赵阳国１，佘宗莲１，高孟春１，柳苗苗１

（１．中国海洋大学环境科学与工程学院，山东青岛２６６１００；

２．中国海洋大学山东省海洋环境地质工程重点实验室，山东青岛２６６１００；３．中国海洋大学海洋环境与生态教育部重点实验室，山东青岛２６６１００）

摘要：污水处理厂剩余污泥中含有大量的有机物，热水解可有效破解污泥絮体使有机物释放出来，有利于后续污泥资源化利用。采用６５、８０、１００、１２１。Ｃ分别预处理污泥３０ｒｎｉｎ，研究预处理前后胞外聚合物（ＥＰＳ）和溶解性有机物（ＤＯＭ）中ＳＣＯＤ、糖、蛋白质的变化，为分析热水解过程中ＥＰＳ和ＤＯＭ物质的转化过程，采用三维荧光光谱技术（ＥＥＭ）结合积分区域法（ＦＲＩ），分析ＥＰＳ和ＤＯＭ中各种组分所占比例。研究表明，不同温度水解预处理对污泥ＥＰＳ和ＩＸ）Ｍ中可生物降解和难生物降解物质的释放量不同，８０℃热处理污泥后微生物可利用的有机物量最大，其中可生物降解物质所占比例为５８．７％。

关键词：热处理；污泥水解；积分区域法；胞外聚合物；溶解性有机物

中图法分类号：Ｘ７０３．１文献标志码：Ａ文章编号：１６７２—５１７４（２０１６）０９—１０２—０５ＤＯＩ：ｌＯ．１６４４１／ｊ．ｃｎｋｉ．ｈｄｘｂ．２０１５０４０６

引用格式：李倩倩，郭亮，赵阳国，等．热处理温度对污泥水解效果的影响及其三维荧光光谱特征［Ｊ］．中国海洋大学学报

（自然科学版），２０１６，４６（９）：１０２—１０６．

ＬＩＱｉａｎ－Ｑｉａｎ，ＧＵＯＬｉａｎｇ，ＺＨＡＯＹａｎｇ－Ｇｕｏ，ｅｔａ１．Ｅｆｆｅｃｔｏｆｐｒｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ^ｏｎ ^{ｅｘｃｅｓｓ}ｓｌｕｄｇｅｈｙｄｒｏｌｙｓｉｓａｎｄｉｔｓｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｆｌｕｏｒｅｓｃｅｎｃｅｅｘｃｉｔａｔｉｏｎ－ｅｍｉｓｓｉｏｎｍａｔｒｉｘｓｐｅｃｔｒｏｓｃｏｐｙＥＪ］．Ｐｅｒｉｏｄｉｃａｌ ^ｏｆＯｃｅａｎＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＣｈｉｎａ，２０１６，

４６（９）：１０２—１０６．

传统的活性污泥法在城市生活污水和工业废水处理中得到广泛应用，微生物代谢去除水中有机物的过程会产生大量剩余污泥［１］，若不得到妥善处置会给环境带来二次污染，然而剩余污泥的处置费用占污水处理厂整体运行费用的５０％～６０％［２］。近年来，剩余污泥高昂的处置费用成为污水处理厂面临的难题，污泥减量化和资源化利用成为研究热点［３］。

剩余污泥主要由微生物细胞、有机物和无机物构成，由胞外聚合物（ＥｘｔｒａｃｅｌｌｕｌａｒＰｏｌｙｍｅｒｉｃＳｕｂ—

ｓｔａｎｃｅｓ，ＥＰＳ）絮凝在一起［４］。ＥＰＳ是生物絮体的重要组成部分，占活性污泥中总有机物的５０％～９０％［５］，占活性污泥总质量的８０％左右［６］，是决定活性污泥絮体物化性质和生物性质的关键物质［７］。在污泥利用过程中，溶解性有机物（ＤｉｓｓｏｌｖｅｄＯｒｇａｎｉｃＭａｔｔｅｒ，ＤＯＭ）起到重要作用。通过不同的污泥预处理方法，大量的ＤＯＭ从固体污泥中释放到悬浮液中，包含多糖、蛋白质、有机酸等，研究ＤＯＭ的组成成分和结构特征有利于探究后续污泥厌氧消化过程［３］。目前，污泥预处理

技术主要有机械破碎、超声波破碎、热水解、酶处理及酸碱处理等［８。９］。在污泥的各种预处理方法中，热水解是最简单、高效和节约成本的方法之一［１引。

三维荧光光谱（Ｅｘｃｉｔａｔｏｎ－ＥｍｉｓｓｉｏｎＭａｔｒｉｘ，ＥＥＭ）

技术具有灵敏度高、选择性好等优点，能够获取更多的光谱信息，已经成为一种分析污泥破解后ＥＰＳ和ＤＯＭ特性的重要手段［１１｜，成功用于污水中有机物的检测［１２１３３。根据特定的光谱范围和荧光强度，三维荧光能够获取ＥＰＳ和ＤＯＭ的化学组分构成及整体有机物分布［１４－１５］。

目前，热水解过程中ＥＰＳ和ＤＯＭ物质的转化过程尚不明确。本研究以三维荧光光谱技术为手段，结合荧光积分区域分析方法，检测热水解过程中ＥＰＳ和ＤＯＭ特性，并测定其中ＳＣＯＤ、糖、蛋白质的变化。探究６５、８０、１００、１２１℃不同温度水解污泥的效果和物质

的转化规律，为后续污泥的资源化利用提供参考。

１材料和方法

＊基金项目：国家自然科学基金项目（５１２０８４８１）资助

ＳｕｐｐｏｒｔｅｄｂｙｔｈｅＮａｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅＦｏｕｎｄａｔｉｏｎｏｆＣｈｉｎａ（５１２０８４８１）

收稿日期：２０１５—１２—０２；修订日期：２０１６—０１—０７作者简介：李倩倩（１９８８一），女，硕士生。

＊＊通讯作者：Ｅ－ｍａｉｌ：ｇｅｌｅｔｕ＠ＯＵＣ．ｅｄｕ．ｃｎ

(2)

９期李倩倩，等：热处理温度对污泥水解效果的影响及其三维荧光光谱特征

１．１污泥和水解过程

实验所用剩余污泥取自青岛团岛污水处理厂的二沉池污泥，污泥先经过３０ｍｉｎ沉淀，弃去上清液，再经

过２ｍｍ的筛网过滤去除杂质后，４℃冰箱中保存备用，其特性如表１所示。

表１污泥的基本特性

Ｔａｂｌｅ１Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｅｘｃｅｓｓｓｌｕｄｇｅ

取ｉ００ｍＬ污泥置于２５０ｍＬ锥形瓶内，放置于恒温水浴锅中，分别在６５、８０、１００℃下处理３０ｍｉｎ；另一组置于高温灭菌锅中，１２１℃处理３０ｍｉｎ，提取处理前后样品中的ＥＰＳ和ＤＯＭ，测定其中的ＳＣＯＤ、蛋白质、

糖和三维荧光光谱。

１．２分析项目及测定方法

实验中ＴＳＳ、ＶＳＳ采用重量法测定；ＳＣＯＤ采用微波消解（Ｄ７０２３ＴＰ＿Ｋ７微波炉，格兰仕微波炉电器有限公司），重铬酸钾法测定；蛋白质含量采用Ｆｏｌｉｎ酚试剂比色测定，以结晶牛清蛋白为标准物［１６１；糖采用苯酚硫酸法进行测定，以葡萄糖为标准物［１７３；荧光光谱采用日本日立公司生产的ＨｉｔａｃｈｉＦ－４５００荧光分光光度计测定。ＥＰＳ采用热提法提取，ＤＯＭ采用快速离心的方法进行提取。

三维荧光数据解析前，对数据进行预处理，以消除瑞利散射和拉曼散射的影响［１８］。ＣｈｅｎＥｌ９］提出了使用积分区域法（ＦＲＩ）解析三维荧光数据。ＦＲＩ方法将三维荧光区域分为５个分别表示不同类型的有机物的区域，包括：酪氨酸、色氨酸、富里酸类、可溶解性微生物产物和腐殖酸类物质。积分区域法计算某荧光区域的积分体积（亟），标准化体积（亟，。），表示这一区域的某一结构有机化合物的含量的相对值，计算公式见（１）～（３）。

Ｏｉ．。一脚力ｉ—ＭＦｉ∑。２２。工（Ａ。Ａ。出。出。，

（１）

乒Ｔ，。一２：丸。， ^（２）

Ｐ锄一拳。／垂Ｔ．。×１００％。 ^（３）

式中：＠．。为荧光区域ｉ的积分标准体积；囊为荧光区域ｉ的积分体积，ａｕ．ｎｍ２；Ａ。为激发波长，ｎｍ；Ａ。为发射波长，ｎｍ；Ｉ（Ａ。Ａ。）为激发、发射波长对应的荧光强度，ａｕ；Ｐ渤为某一荧光区域ｉ的积分标准体积占总积分

标准体积的比例，％；坦为倍增系数，等于某一荧光区

域ｉ的积分面积占总的荧光区域积分面积比例的倒数。

２结果与分析

２．１污泥ＥＰＳ和ＤＯＭ中化学特性的变化

污泥的固体有机物在水解过程中不断溶解、液化，

同时溶解的有机物不断水解：脂肪水解成甘油和脂肪酸；碳水化合物水解成小分子的多糖甚至单糖；蛋白质水解成多肽、二肽、氨基酸，氨基酸进一步水解成低分子有机酸、氨及二氧化碳［２０｜。ＳＣＯＤ是污泥破解程度的重要指示指标，ＳＣＯＤ浓度越高，污泥絮体破解效果越好，越易于微生物利用。蛋白质和糖类是污泥细胞质中的主要成分，易于后续的微生物利用，因此对热解前后污泥ＥＰＳ和ＤＯＭ中ＳＣＯＤ、蛋白质和糖进行了分析测定。热处理后污泥ＥＰＳ中ＳＣＯＤ、蛋白质和糖的变化如图１所示。原污泥ＥＰＳ中ＳＣＯＤ浓度为８６４．３ｍｇ／Ｌ，蛋白质浓度为８３０．４ｍｇ／Ｌ，糖浓度为４４．６４ｍｇ／Ｌ，经６５、８０、１００、１２１℃处理后，ＥＰＳ中ＳＣＯＤ、蛋白质和糖浓度均有下降，ＳＣＯＤ分别下降了３０．６％、

２１．１％、８．３％、２８．９％，蛋白质分别下降了３８．２％、

７３．５％、８０．９％、９４．１％，糖分别下降了１９．１％、

６４．３％、７０．４％、６７．３％。

预处理过程会破坏污泥的絮体结构和微生物细胞结构，有利于蛋白质和多糖从污泥固体中释放到上清液中Ｌ３Ｊ。热处理后污泥ＤＯＭ中ＳＣＯＤ、蛋白质和糖的变化如图２所示。原污泥ＤＯＭ中ＳＣＯＤ浓度为

１３９２．５ｍｇ／Ｌ，蛋白质浓度为１４９．０ｍｇ／Ｌ，糖浓度为

１８．１ｍｇ／Ｌ，经６５、８０、１００、１２１℃处理后，ＤＯＭ中ＳＣＯＤ、蛋白质和糖浓度均有大幅上升，ＳＣＯＤ分别上

(3)

１０４中国海洋大学学报 _{２０１} ６年

升到原污泥浓度的２．２、２．９、６．２、８．１倍，蛋白质分别上升到原污泥浓度的５．３、１０．２、１８．０、１３．８倍，糖分别上升到原污泥浓度的４．２、４．５、４．１、１０．７倍。

图２热处理后污泥ＤＯＭ中ＳＣＯＤ、蛋白质和糖的变化

Ｆｉｇ．２Ｃａｒｂｏｈｙｄｒａｔｅ，ｐｒｏｔｅｉｎａｎｄＳＣＯＤｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｉｎＤＯＭａｆｔｅｒｔｈｅｒｍａｌｔｒｅａｔｍｅｎｔ

预处理温度越高，污泥ＳＣＯＤ浓度越大。王志军等［２１］研究表明，随着热水解温度的升高，污泥固体的溶解率和有机物水解程度都在增大。本实验中，１２１℃预处理污泥ＤＯＭ中ＳＣＯＤ浓度最高。蛋白质由于自身特性，并非温度越高污泥中蛋白质浓度越高。Ｈｆｉｎｅｒ等［２２］研究表明，７０～９５℃蛋白质将变性，过高的温度反而不有利于污泥中蛋白质浓度的增加。本研究表明１００℃预处理的污泥ＩＸ）Ｍ蛋白质浓度达到最高，１２１℃

开始下降。糖的浓度则在１２１℃预处理时达到最高，且增幅明显，分析认为这是由于糖的热稳定性较高，污泥

中的浓度随预处理温度的升高而增加［２^３｜。

２．２污泥ＥＰＳ和ＤＯＭ中光谱特性的变化

根据ＦＲＩ计算方法，得到ＥＰＳ和ＤＯＭ三维荧光光谱５个区域的积分标准体积（见图３、４）。区域工主要由酪氨酸等类蛋白质构成，区域Ⅱ主要与色氨酸有关，区域Ⅲ主要由紫外区类富里酸、醌类等物质组成，

区域Ⅳ主要由微生物代谢产物构成，如蛋白、辅酶、小分子有机酸、色素等，区域Ｖ则与可见光区类富里酸、

腐殖酸类、胡敏酸、多环芳烃等分子量较大、芳构化程度较高的有机物构成，各区域积分标准体积间接表征

了各区域所代表有机物的相对含量［１^３｜。

原污泥ＥＰＳ主要由Ⅱ色氨酸、Ⅳ溶解性微生物代谢产物构成，分别占３６．６％和３３．ｏ％。经热水解后，Ⅳ 微生物代谢产物所占的比例随温度的上升而下降，而

Ⅲ富里酸类物质所占比例随温度的升高而增加。有研究表明，污泥中类腐殖酸荧光物质在热水解过程中发生的主要反应是溶解液化，而类蛋白荧光物质的主要反应是水解比４｜。

２０｛匿匡１：］同面

ｉ∥∥

葚

面

。痧

萝

赢

．拶

◇

囫Ｖ㈤ｆｖ圆Ⅲ

匡｜ＩＩ

趾

图３热处理后污泥ＥＰＳ中荧光Ⅸ域标准积分体积组成

Ｆｉｇ．３ＤｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆＦＲＩｉｎＥＰＳａｆｔｅｒｔｈｅｒｍａｌｔｒｅａｔｍｅｎｔ

ＤＯＭ

嘲

巨三｜

莎矿≯歹，芦≯矿

_◇

面

图４热处理后污泥ＤＯＭ中荧光区域标准积分体积组成

Ｆｉｇ．４ＤｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆＦＲＩｉｎＤＯＭａｆｔｅｒｔｈｅｒｍａｌｔｒｅａｔｍｅｎｔ

原污泥ＤＯＭ中Ⅱ色氨酸、Ⅲ富里酸类物质占主要成分，分别占２１．４％、３９．１％。经热水解后由于微生物絮体破裂、微生物细胞解体后，其中的蛋白质及一些颗粒状蛋白质也会溶解液化到液相中，其中部分大分子量的还会进一步发生水解作用，生成多肽、二肽、氨基酸等，氨基酸进一步水解成低分子有机酸、氨及二氧化碳［２０，２４］。热水解前后Ｉ酪氨酸所占比例较小，易生物降解的Ⅱ色氨酸所占比例随温度的升高而降低，６５、

８０、１００℃之间降幅较缓，１２１℃降幅明显增加，可能是由于高温导致了蛋白质变性。Ⅳ溶解性微生物代谢产物易于被后续处理工艺的微生物所利用，其所占比例随温度的上升呈现出先增加后减少的趋势，在８０℃时所占比例最大，达到３４．７％，１００℃时所占比例为２８．４％，１２１℃为１３．３％，这是由于高温会使蛋白质类物质变性，腐殖酸、富里酸类大分子物质分解成不具有

尉

｜；日煎图湖

豳豳鬯尉

∞ 如

∞ 为

∞ 如

∞

∽

‘Ｆ、ｑ

圜震豳圜蔼拦玳

覃×＾；：６●ｏ≯Ｘ囊，”口铲冀忿＾一Ｍ

Ⅸ

衄藤飘服期麟照麟蘑∽

豳翮黼豳溯圈鞫溯塑甲

ｍ

州咖

ｍ

㈨损∞

＿圈阅

檐蛋虻

『，。．。，ｔ＾立，）

麟瓣℃

匿盛“

照鼬

豳盟删

一叫

ｌ叫１旷掰

一泥

面阅圆国皿

删糊薷黼露蕊

９８７６５４３２１

(4)

９期李倩倩，等：热处理温度对污泥水解效果的影响及其三维荧光光谱特征 ^１０５

荧光特性的小分子物质，导致其它区域物质所占比例降低。Ｖ腐殖酸类物质的累积则不利于后续微生物的利用，其所占比例随温度的升高呈现出先减少后增加的趋势，８０℃所占比例最少，为２４．３％，１００℃时所占比例为３７．８％，１２１℃为６５．４％。

８０℃热处理后ＤＯＭ中可生物降解物质所占比例最高，难生物降解物质所占比例最少。１００、１２１℃时蛋白质和糖的释放量较８０℃有所升高，但部分蛋白质难以被微生物利用，且提高预处理温度会大幅增加能耗成本。综合考虑，８０℃更有利于后续污泥资源化利用。

３结语

热水解处理后，污泥絮体结构被破坏，微生物细胞破裂，ＥＰＳ中有机物释放到ＤＯＭ中，导致ＤＯＭ中ＳＣＯＤ、蛋白质、糖浓度增加。ＤＯＭ中ＳＣＯＤ、糖浓度随温度的升高而增大，１２１℃最高可达原污泥的８．１和１０．７倍，而蛋白质浓度随温度的升高先增大后减小，在１００℃时最高，为原污泥的１８．０倍。ＤＯＭ中可生物利用的溶解性微生物代谢产物所占比例随温度升高呈现出先增大后减小的规律，８０℃时所占比例最大，且该温度下难生物降解的腐殖酸类物质释放量最少，因此８０℃

热处理更有利于后续污泥资源化利用。

参考文献：

ＧｕｏＷＱ，Ｙａｎｇ _{ＳＳ，Ｘｉａｎｇ} Ｗ_Ｓ，ｅｔａ１．Ｍｉｎｉｍｉｚａｔｉｏｎｏｆｅｘｃｅｓｓ

ｓｌｕｄｇｅｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎｂｙｉｎ—－ｓｉｔｕａｃｔｉｖａｔｅｄｓｌｕｄｇｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｐｒｏｃｅｓ——

ｓｅｓ——ａｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅｒｅｖｉｅｗ［Ｊ］．Ｂｉｏｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ ^{Ａｄｖａｎｃｅｓ，}

２０１３，３１（８）：１３８６—１３９６．

ＣａｍｐｏｓＪＬ，ＯｔｅｒｏＬ，ＦｒａｎｃｏＡ，ｅｔａ１．Ｏｚｏｎａｔｉｏｎｓｔｒａｔｅｇｉｅｓ^ｔｏｒｅ—

ｄｕｃｅｓｌｕｄｇｅｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎｏｆａｓｅａｆｏｏｄｉｎｄｕｓｔｒｙⅥｗＴＰＥＪ］．Ｂｉｏｒｅ—

ｓｏｕｒｃｅＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００９，１００（３）：１０６９１０７３．

ＺｈａｎｇＹ，ＺｈａｎｇＰ，ＧｕｏＪ，ｅｔａ１．Ｓｐｅｃｔｒｏｓｃｏｐｉｃａｎａｌｙｓｉｓａｎｄｂｉｏ—

ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｐｏｔｅｎｔｉａｌｓｔｕｄｙｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｓｉｎｓｅｗａｇｅ

ｓｌｕｄｇｅｔｒｅａｔｅｄｗｉｔｈｈｉｇｈ－ｐｒｅｓｓｕｒｅｈｏｍｏｇｅｎｉｚａｔｉｏｎ口］．Ｂｉｏｒｅｓｏｕｒｃｅ

Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０１３，１３５：６１６—６２１．

ＧｕｏＩ。，Ｉ，ｕＭＭ，ＬｉＱＱ，ｅｔａ１．Ｔｈｒｅｅ－ｄｉｍｅｎｓｉｏｎａｌｆｌｕｏｒｅｓｃｅｎｃｅｅｘｃｉｔａｔｉｏｎ—ｅｍｉｓｓｉｏｎｍａｔｒｉｘ（ＥＥＭ）ｓｐｅｃｔｒｏｓｃｏｐｙｗｉｔｈｒｅｇｉｏｎａｌｉｎｔｅ～

ｇｒａｔｉｏｎａｎａｌｙｓｉｓｆｏｒａｓｓｅｓｓｉｎｇｗａｓｔｅｓｌｕｄｇｅｈｙｄｒｏｌｙｓｉｓｔｒｅａｔｅｄｗｉｔｈｍｕｌｔｉ—ｅｎｚｙｍｅａｎｄｔｈｅｒｍｏｐｈｉｌｉｃｂａｃｔｅｒｉａ［Ｊ］．ＢｉｏｒｅｓｏｕｒｃｅＴｅｃｈｎｏｌｏ—

ｇＹ，２０１４（１７１）：２２—２８．

ＵｒｈａｉｎＶ，ＢｌｏｃｋＪＣ，ＭａｎｅｍＪ．Ｂｉｏｆｌｏｃｃｕｌａｔｉｏｎｉｎａｃｔｉｖａｔｅｄｓｌｕｄｇｅ：ａｎａｎａｌｙｔｉｃａｐｐｒｏａｃｈ［Ｊ］．ＷａｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈ，１９９３，２７（５）：

８２９—８３８．

ＭａｇａｒａＹ，ＮａｍｂｕＳ，ＵｔｏｓａｗａＫ．Ｂｉｏｃｈｅｍｉｃａｌａｎｄｐｈｙｓｉｃａｌｐｒｏｐ—

ｅｒｔｉｅｓｏｆａｎａｃｔｉｖａｔｅｄｓｌｕｄｇｅ ^ｏｎｓｅｔｔｌｉｎｇｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ［Ｊ］．ＷａｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈ，１９７６，１０（１）：７１—７７．

ＬａｓｐｉｄｏｕＣＳ，ＲｉｔｔｍａｎｎＢＥ．Ａｕｎｉｆｉｅｄｔｈｅｏｒｙｆｏｒｅｘｔｒａｃｅｌｌｕｌａｒｐｏｌｙｍｅｒｉｃｓｕｂｓｔａｎｃｅｓ，ｓｏｌｕｂｌｅｍｉｃｒｏｂｉａｌｐｒｏｄｕｃｔｓ，ａｎｄａｃｔｉｖｅａｎｄｉｎｅｒｔｂｉｏｍａｓｓ［Ｊ］．ＷａｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈ，２００２，３６（１１）：２７１１－２７２０．

ＭａｉｌｅｒＪ，ＬｅｈｎｅＧ，ＳｃｈｗｅｄｅｓＪ，ｅｔａ１．Ｄｉｓｉｎｔｅｇｒａｔｉｏｎｏｆ _{ｓｅｗａｇｅ}

ｓｌｕｄｇｅｓａｎｄｉｎｆｌｕｅｎｃｅｏｎａｎａｅｒｏｂｉｃｄｉｇｅｓｔｉｏｎ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒ^{Ｓｃｉｅｎｃｅ}^ａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，１９９８，３８（８）：４２５—４３３．

［９］ＭｉｌｅｒＪ．Ｐｒｏｓｐｅｃｔｓａｎｄｐｒｏｂｌｅｍｓｏｆｓｌｕｄｇｅｐｒｅ－ｔｒｅａｔｍｅｎｔｐｒｏｃｅｓｓｅｓ

［Ｊ］．ＷａｔｅｒＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００１，４４（１０）：１２１—１２８．

［１０］Ｇｕａｎ^Ｂ，Ｙｕ^Ｊ，Ｆｕ ^Ｈ，ｅｔａ１．Ｉｍｐｒｏｖｅｍｅｎｔｏｆａｃｔｉｖａｔｅｄｓｌｕｄｇｅ ^ｄｅ—

ｗａｔｅｒａｂｉｌｉｗｂｙｍｉｌｄｔｈｅｒｍａｌｔｒｅａｔｍｅｎｔｉｎｃａｃｌ２ｓｏｌｕｔｉｏｎ［Ｊ］．Ｗａ—

ｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈ，２０１２，４６（２）：４２５—４３２．

［１１］ＧｕｏＷＱ，ＹａｎｇＳＳ，ＰａｎｇＪＷ，ｅｔａ１．Ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｏｆｌｏｗｆｒｅ—

ｑｕｅｎｃｙｕｌｔｒａｓｏｕｎｄｔｏｓｔｉｍｕｌａｔｅｔｈｅｂｉｏ－ａｃｔｉｖｉｔｙｏｆａｃｔｉｖａｔｅｄｓｌｕｄｇｅｆｏｒｕｓｅａｓａｎｉｎｏｃｕｌｕｍｉｎｅｎｈａｎｃｅｄｈｙｄｒｏｇｅｎｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ［Ｊ］．ＲＳＣＡｄｖａｎｃｅｓ，２０１３，３（４４）：２１８４８—２１８５５．

［１２］李卫华，盛国平，王志刚，等．废水生物处理反应器出水的三维荧光光谱解析［Ｊ］．中国科学技术大学学报（自然科学版），２００８

（６）：６０１—６０８．

ＬｉＷ_{Ｈ，Ｓｈｅｎｇ}ＧＰ，Ｗａｎｇ^{ＺＧ，ｅｔ}ａ１．ＡｎａｌｙｓｉｓｏｆＥＥＭｆｌｕｏｒｅｓ—

ｃｅｎｃｅｓｐｅｃｔｒａｏｆｅｆｆｌｕｅｎｔｓｆｒｏｍｂｉｏｒｅａｃｔｏｒｓ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ ^{ｏｆＵｎｉｖｅｒ—}

ｓｉｔｙｏｆＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙｏｆＣｈｉｎａ，２００８（６）：６０１—６０８．

［１３］姚璐璐，涂响，于会彬，等．三维荧光区域积分评估城市污水中溶解性有机物去除口］．环境工程学报，２０１３（２）：４１１－４１６．

ＹａｏＩ。Ｌ，ＴｕＸ，ＹｕＨＢ，ｅｔａｌ。Ｅｖａｌｕａｔｉｏｎｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄ _{ｏｒｇａｎｉｃ} ｍａｔｔｅｒｒｅｍｏｖａｌｉｎｍｕｎｉｃｉｐａｌｗａｓｔｅｗａｔｅｒｂａｓｅｄｏｎｆｌｕｏｒｅｓｃｅｎｃｅｒｅ—

ｇｉｏｎａｌｉｎｔｅｇｒａｔｉｏｎ［Ｊ］．Ｃｈｉｎｅｓｅ ^{Ｊｏｕｒｎａｌｏｆ} ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＥｎｇｉ—

ｎｅｅｒｉｎｇ，２０１３（２）：４１１－４１６．

［１４］Ｚｈｅｎ ^Ｇ，ＬｕＸ，Ｗａｎｇ^Ｂ，ｅｔａ１．ＳｙｎｅｒｇｅｔｉｅｐｒｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｏｆｗａｓｔｅａｃｔｉｖａｔｅｄｓｌｕｄｇｅｂｙＦｅ（ＩＩ）一ａｃｔｉｖａｔｅｄｐｅｒｓｕｌｆａｔｅｏｘｉｄａｔｉｏｎｕｎｄｅｒｍｉｌｄｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｆｏｒｅｎｈａｎｃｅｄｄｅｗａｔｅｒａｈｉｌｉｔｙ［Ｊ］．Ｂｉｏｒｅｓｏｕｒｃｅ—

Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０１２，１２４：２９—３６．

［１５３ＷａｎＳ，ＸｉＢ，Ｘｉａｘ，ｅｔａ１．Ｕｓｉｎｇｆｌｕｏｒｅｓｃｅｎｃｅｅｘｃｉｔａｔｉｏｎ—ｅｍｉｓ—

ｓｉｏｎｍａｔｒｉｘｓｐｅｃｔｒｏｓｃｏｐｙ ^ｔｏｍｏｎｉｔｏｒｔｈｅｃｏｎｖｅｒｓｉｏｎｏｆｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｄｕｒｉｎｇａｎａｅｒｏｂｉｃｃｏ－ｄｉｇｅｓｔｉｏｎｏｆｃａｔｔｌｅ _ｄｕｎｇａｎｄｄｕｃｋｍａ—

ｎｕｒｅＵ］．ＢｉｏｒｅｓｏｕｒｃｅＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０１２，１２３：４３９—４４４．

［１６］ＰｉｎＣ，ＭａｒｉｎＭＬ，ＳｅｌｇａｓＤ，ｅｔａ１．ＤｉｆｆｅｒｅｎｃｅｓｉｎｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎｏｆｓｅｖｅｒａｌｅｘｔｒａｃｅｌｌｕｌａｒｖｉｒｕｌｅｎｃｅｆａｃｔｏｒｓｉｎｃｌｉｎｉｃａｌａｎｄｆｏｏｄＡｅｒｏ—

ｍｏｎａｓｓｐｐ．Ｓｔｒａｉｎｓ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＡｐｐｌｉｅｄＢａｃｔｅｒｉｏｌｏｇｙ，１９９５，

７８（２）：１７５—１７９．

［１７３ＤｕｂｏｉｓＭ，ＧｉｌｌｅｓＫＡ，ＨａｍｉｌｔｏｎＪＫ，ｅｔａ１．Ｃｏｌｏｒｉｍｅｔｒｉｃｍｅｔｈｏｄｆｏｒｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎｏｆｓｕｇａｒｓａｎｄｒｅｌａｔｅｄｓｕｂｓｔａｎｃｅｓ［Ｊ］．ＡｎａｌｙｔｉｃａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙ．１９５６，２８（３）：３５０—３５６．

［１８］ＹｕＧＨ，ｗｕＭＪ，ＬｕｏＹＨ．Ｆｌｏｕｒｅｓｃｅｎｃｅｅｘｃｉｔａｔｉｏｎｅｍｉｓｓｉｏｎｓｐｅｃｔｒｏｓｃｏｐｙｗｉｔｈｒｅｇｉｏｎａｌｉｎｔｅｇｒａｔｉｏｎａｎａｌｙｓｉｓｆｏｒａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｃｏｍｐｏｓｔｍａｔｕｒｉｔｙ［Ｊ］．ＷａｓｔｅＭａｎａｇｅｍｅｎｔ，２０１１，３１（８）：１７２９１７３６．

［１９］ＣｈｅｎＷ，Ｗｅｓｔｅｒｈｏｆｆ^{Ｐ，Ｌｅｅｎｈｅｅｒ}ＪＡ，ｅｔａ１．Ｆｌｕｏｒｅｓｃｅｎｃｅｅｘｃｉｔａ—

ｔｉｏｎ－ｅｍｉｓｓｉｏｎｍａｔｒｉｘｒｅｇｉｏｎａｌｉｎｔｅｇｒａｔｉｏｎ ^ｔｏｑｕａｎｔｉｆｙｓｐｅｃｔｒａｆｏｒｄｉｓｓｏｌｖｅｄ_{ｏｒｇａｎｉｃ}ｍａｔｔｅｒ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ^{Ｓｃｉｅｎｃｅ}ａｎｄＴｅｃｈｎｏｌ—

ｏｇｙ，２００３，３７（２４）：５７０１—５７１０．

［２０］ＳｈａｎａｂｌｅｈＡ，ＪｏｎｅｓＳ．Ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎａｎｄｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆｖｏｌａｔｉｌｅｆａｔｔｙａｃｉｄｓｆｒｏｍｓｌｕｄｇｅｓｕｂｊｅｃｔｅｄ ^ｔｏｈｙｄｒｏｔｈｅｒｍａｌｔｒｅａｔｍｅｎｔ［Ｊ］．

ＷａｔｅｒＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００１，４４（１０）：１２９—１３５．

［２１］王治军，王伟．剩余污泥的热水解试验［Ｊ］．中国环境科学，２００５

（Ｓ１）：５６—６０．

ＷａｎｇＺＪ，Ｗａｎｇｗ．Ｔｈｅｒｍａｌｈｙｄｒｏｌｙｓｉｓ^ｔｅｓｔｏｆｓｕｒｐｌｕｓｓｌｕｄｇｅ

［Ｊ］．ＣｈｉｎａＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ，２００５（Ｓ１）：５６—６０．

［２２３ ^{Ｈｆｉｎｅｒ} ^{Ａ，Ｍａｓｏｎ}^{ＣＡ，Ｈａｍｅｒ}^{Ｇ．Ｄｅａｔｈ} ａｎｄｌｙｓｉｓｄｕｒｉｎｇａｅｒｏｂｉｃｔｈｅｒｍｏｐｈｉｌｉｃｓｌｕｄｇｅｔｒｅａｔｍｅｎｔ：ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎｏｆｒｅｃａｌｃｉｔｒａｎｔ

］

Ⅲ

圈

嘲

刚

嘲

啪

嘲

(5)

１０６中国海洋大学学报２０ｌ６年

ｐｒｏｄｕｃｔｓ［Ｊ］．ＷａｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈ，１９９４，２８（４）：８６３—８６９．

［２３］王喧，季民，王景峰，等．好氧颗粒污泥胞外聚合物提取方法研究Ｉ－Ｊ］．中国给水排水，２００５（８）：９１—９３．

ＷａｎｇＸ，ＪｉＭ，ＷａｎｇＪＦ，ｅｔａ１．ＳｔｕｄｙｏｎｔｈｅＥｘｔｒａｃｔｉｏｎｏｆＥｘ—

ｔｒａｃｅｌｌｕｌａｒＰｏｌｙｍｅｒｆｒｏｍＡｅｒｏｂｉｃ^{Ｇｒａｎｕｌａｒ}ＳｌｕｄｇｅＥＪ］．ＣｈｉｎａＷａ—

ｔｅｒａｎｄＷａｓｔｅｗａｔｅｒ，２００５（８）：９１－９３．

［２４］欧阳二明，王伟．污泥热水解过程中有机物分子量和荧光特征变化规律口］．中国环境科学，２００８，１２：１０６２—１０６７．

ＯｕＹＥＭ，ＷａＩｌｇＷ．Ｔｈｅｃｈａｎｇｅｏｆｓｐｅｃｔｒｏｓｃｏｐｉｃｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａ—

ｔｉｏｎａｎｄｍｏｌｅｃｕｌａｒｗｅｉｇｈｔｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｉｎｓｌｕｄｇｅｔｈｅｒｍａｌｈｙｄｒｏｌｙ—

ｓｉｓｐｒｏｃｅｓｓＥＪ］．ＣｈｉｎａＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ，２００８，１２：１０６２一

】０６７．

ＥｆｆｅｃｔｏｆＰｒｅｔｒｅａｔｍｅｎｔＴｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ ^ｏｎＥｘｃｅｓｓＳｌｕｄｇｅＨｙｄｒｏｌｙｓｉｓａｎｄ ^ＩｔｓＣｈａｒａｃｔｅｒｉＳｔｉｃｓｏｆＦｌｕｏｒｅｓｃｅｎｃｅＥｘｃｉｔａｔｉｏｎ－ＥｍｉｓｓｉｏｎＭａｔｒｉｘＳｐｅｃｔｒｏｓｃｏｐｙ

ＬＩＱｉａｎ－Ｑｉａｎｌ。ＧＵＯＬｉａｎ９１－２，ｕ，ＺＨＡＯＹａｎｇ－Ｇｕ０１，ＳＨＥＺｏｎｇ—Ｌｉａｎｌ，ＧＡＯＭｅｎｇ－Ｃｈｕｎｌ，ＬＩＵＭｉａｏ－Ｍｉａ０１

（１．ＣｏｌｌｅｇｅｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，ＯｃｅａｎＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＣｈｉｎａ，Ｑｉｎｇｄａｏ２６６１００，Ｃｈｉｎａ；２．ＴｈｅＫｅｙＬａ—

ｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＯｃｅａｎＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＧｅｏｌｏｇｙＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇｏｆＳｈａｎｄｏｎｇＰｒｏｖｉｎｃｅ，ＯｃｅａｎＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＣｈｉｎａ，Ｑｉｎｇｄａｏ^{２６６１００，}

Ｃｈｉｎａ；３．ＴｈｅＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙ ^ｏｆＭａｒｉｎｅＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌａｎｄＥｃｏｌｏｇｙ，Ｍｉｎｉｓｔｒｙ ^ｏｆＥｄｕｃａｔｉｏｎ，ＯｃｅａｎＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＣｈｉｎａ，

Ｑｉｎｇｄａｏ２６６１００，Ｃｈｉｎａ）

Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔｈｅ ^{ｅｘｃｅｓｓ} ｓｌｕｄｇｅ ^{ｃｏｎｔａｉｎｓ} ^ａｌａｒｇｅｑｕａｎｔｉｔｙｏｆ _{ｏｒｇａｎｉｃ} ｍａｔｔｅｒｓ．Ｈｅａｔｐｒｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｓ ^ｃａｎｄｉｓ—

ｒｕｐｔｓｌｕｄｇｅｆｌｏｃａｎｄｍａｋｅｉｎｔｒａｃｅｌｌｕｌａｒｍａｔｅｒｉａｌｓｒｅｌｅａｓｅｉｎｔｏｌｉｑｕｉｄｐｈａｓｅ，ｗｈｉｃｈｉｓｉｎｆａｖｏｒｏｆｔｈｅｆｕｒ—

ｔｈｅｒｕｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ．Ｔｈｅｓｌｕｄｇｅ^ｗａｓｈｅａｔｅｄｆｏｒ３０ｍｉｎｓａｔｄｉｆｆｅｒｅｎｔｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｓ（６５，８０，１００ ^ａｎｄ１２１℃），

ａｎｄｔｈｅＳＣＯＤ，ｐｒｏｔｅｉｎ ^ａｎｄｃａｒｂｏｈｙｄｒａｔｅ ^{ｉｎＥＰＳａｎｄ}ＤＯＭａｆｔｅｒｈｅａｔｐｒｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｓ ^ｗｅｒｅｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄｔｏ

ｅｘｐｌｏｒｅｔｈｅｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｐｒｏｃｅｓｓｏｆｔｈｅｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｓｉｎＥＰＳａｎｄＤＯＭ．ＴｈｅｎｔｈｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎａｌｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｏｆＥＰＳａｎｄＤＯＭｗａｓａｌｓｏａｎａｌｙｚｅｄ ^ｔｏｅｖａｌｕａｔｅｔｈｅｓｌｕｄｇｅｄｉｓｉｎｔｅｇｒａｔｉｏｎｕｓｉｎｇｅｘｃｉｔａｔｉｏｎ－

ｅｍｉｓｓｉｏｎｍａｔｒｉｘ（ＥＥＭ）ｗｉｔｈｆｌｕｏｒｅｓｃｅｎｃｅｒｅｇｉｏｎａｌｉｎｔｅｇｒａｔｉｏｎ（ＦＲＩ）．Ｔｈｅｒｅｓｕｌｔｓｓｈｏｗ ^ｔｈａｔ ^{ｐｒｅｔｒｅａｔ—}

ｍｅｎｔｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｓｈａｖｅｇｒｅａｔｉｎｆｌｕｅｎｃｅｏｎｔｈｅｒｅｌｅａｓｉｎｇｏｆｂｉｏｄｅｇｒａｄａｂｌｅｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｓａｎｄｎｏｎ－ｂｉｏｄｅ—

ｇｒａｄａｂｌｅｍａｔｔｅｒｓ．Ｔｈｅｌａｒｇｅｓｔａｍｏｕｎｔｏｆｂｉｏｄｅｇｒａｄａｂｌｅ ^{ｏｒｇａｎｉｃ} ｍａｔｔｅｒｓｃｏｕｌｄｂｅｒｅｌｅａｓｅｄａｔ８０。Ｃ，ａｃ—

ｃｏｌＩｎｔｅｄｆｏｒ５８．７％．

Ｋｅｙｗｏｒｄｓ・ｈｅａｔｐｒｅｔｒｅａｔｍｅｎｔ；ｗａｓｔｅ ^{ｓｌｕｄｇｅ} ｈｙｄｒｏｌｙｓｉｓ；ＦＲＩ；ＥＰＳ；ＤＯＭ

责任编辑庞雯

热处理温度对污泥水解效果的影响及其 三维荧光光谱特征+