3. Results and discussion3.1. Optim

3. Results and discussion
3.1. Optimization for the water removal efficiency
Table 3 presents the water contents and the water removal
efficiencies derived from uniform descriptions, which are the
important denotations for the treatment efficiency of the Fentonlike
reaction. The following equation is the regression model, from
which the optimal conditions could be obtained to achieve the
lowest water content:
Y ¼ 21:54 þ 15:75X1 þ 9:81X2  10:58X3  2:92X21
 1:37X22
þ2:05X1X2 þ 1:85X1X3  1:34X2X3
R2 ¼ 0:973; F ¼ 50:26
ð5Þ
where Y is the response (the water removal efficiency).
Statistical testing of the model was performed with the Fisher’s
statistical test for analysis of variance (ANOVA). The significant of
the model was demonstrated by the quadratic regression because
the F-value of 50.26 was greater than F0.005,8,3 (44.13). The value
of the correlation coefficient (R2 = 0.973) indicates that only
2.72% of the total variation could not be explained by the empirical
model [18]. The p-value (p = 0.005) of Eq. (5) less than 0.05 also
indicates that the second-order polynomial model fitted the
experimental results well. The measured and predicted water
removal efficiencies were distributed near to the straight line,
where the measured and predicted removal efficiencies were the
same. This indicates that the mathematical model is able to predict
the water content of sludge cake.
From Eq. (5), the optimal conditions for the water recovery efficiency
were estimated as follows: Fe3+ dosages of 288 mg/g DS,
H2O2 dosages of 373 mg/g DS and pH of 2.0, under which the predicted
moisture content of the dewatered sludge cake was estimated
to be 66.8%. To confirm the accuracy of the value predicted
by the statistical model, additional validation experimental under
the above optimal condition were conducted in triplicate. The moisture
content of the dewatered sludge cakes obtained from the
experiments under the optimal conditions (Fe3+ 288 mg/g DS,
H2O2 373 mg/g DS and pH = 2.0) was 66.1 ± 0.3%, very close to the
calculated value (66.8%). This demonstrates the reliability of the
UD approach in optimizing the dewatering process.
The visualization of the predicted model equation can be
obtained by the surface response plots and the contour plots of
the quadratic model with one variable kept at its optimal level
and the other two varying within the experimental ranges
(Fig. 1). The elliptical patterns in the contour plots indicate that
there were significant interactive effects on water removal efficiency
between Fe3+ dosage and H2O2 dosage, pH and H2O2 dosage,
and Fe3+ dosage and pH. The surface response plots show that the
obvious peak located on the design boundary of H2O2 dosage, but
the maximum point might be outside the experimental region
(Fig. 1a). Since the over-dosed concentration of H2O2 would result
in severely adhere to the filter cloth and slower filtration rate as
described above, the optimal dosage of H2O2 was obtained on the
design boundary. Similar surface response peaks are also observed
in Fig. 1b and c. The corresponding two-dimensional contours indicate
that water removal efficiency increased with the decreasing
pH and the increasing H2O2 dosage to the design boundary, and
peaked inside the design boundary of Fe3+ dosage.
3.2. Effects of Fenton-like and other conditioners on sludge dewatering
The dewatering behaviors and sludge properties of the raw
sludge and sludge treated with chemical conditioners are shown
in Table 5. The Fenton-like treatment significantly improved the
sludge dewatering as reflected by a much lower moisture content,
which decreased from 80.0% to 66.1%. Generally, a higher SRF value
or longer TTF indicates worse sludge dewaterability [3]. The SRF
and TTF values of the sludge conditioned by the Fenton-like reaction
decreased from 8.16 to 2.05  1013 m/kg, and from 80 to
26 s, respectively, similar to those for the Fenton conditioning,
but superior to those of the raw sludge and the sludge treated with
acidification only or acidification combined with H2O2.
Furthermore, the Fenton-like process remarkably reduced the
sludge DS from 12.9 to 10.6 g/L. The moisture content of the dewatered
sludge cake drastically decreased to 66.1% on the base of the
reduced DS after the Fenton-like reaction treatment, indicating
that the sludge mass for disposal was also low. A low solid mass
and a high dry matter content (i.e., a low moisture content) of
the dewatered sludge cake are defined as the goals to be achieved
in an optimum handling process [2]. The above results indicate the
Fenton-like conditioning process had an advantage in sludge dispose
process and a potential as a pretreatment approach for sludge
disposal.
3.3. Metal leaching in sludge treatment
Dewatering treatments such as fermentation or chemical
conditioning would result in the leaching of heavy metals from
sludge [32,33]. An investigation into heavy metal contents in
sludge before and after conditioning could provide more information
on the changes in sludge weight and characteristics. Table 5
reveals that there was no significant difference between the VSS
values of the three sludge samples. However, the dry solids content
of the sludge treated by the Fenton-like process exhibited a
remarkable decrease. The leaching of typical metals was investigated
to explain this phenomenon (Table 6). The typical heavy
metals (Zn, Mn, Cu, Cd, Pb, and Ni) were released from the sludge
after the Fenton-like treatment. Specifically, the solubilized Zn
could account for 86% of the total Zn content in sludge. The leaching
of toxic metals is desired for the sludge application on agricultural
lands. The ferric ion introduced to the sludge may interact
with plants, microbes, and organic substance to improve the formation
of soluble Fe-III complexes and increase the availability
of Fe for plant growth [34]. Since the treated sludge was acidic, it
should be neutralized with the dose of lime or dolomite before
its agricultural application. Also, dose of dolomite and lime could
partially compensate the loss of Ca and Mg in the treated sludge
[32–33].
3.4. Release of biopolymers and bound water in treatment
The release of EPS and intracellular materials has been proven
to be beneficial for sludge dewatering [2]. The concentrations of
the main organic compounds in five filtrates were measured. The
variations of three biopolymers and TOC content in the filtrates
were substantial before and after the chemical conditioning
(Table 7). The highest concentrations of nucleic acid in the filtrate
for the sludge treated with the Fenton-like reaction could be found
in Table 7, and the highest TOC content was also observed for the
Fenton-like series. These results indicate that the Fenton-like conditioner
could effectively degrade EPS and destroy sludge cells, i.e.
cell lysis occurred [5,35]. However, the concentrations of polysaccharides
and proteins in the Fenton-like filtrate were lower than
those in the samples treated by H2SO4 + H2O2 (Table 7).
FTIR spectra were used to explore the reason for the observed
phenomenon (Fig. 2). All the spectra show a broad adsorption
around peak at 3427 cm1, attributing to stretching of the O–H
bond in hydroxyl functional groups [36]. Two peaks at 1660 and
1395 cm1 are observed in the spectra, which are unique to the
protein secondary structure, namely amides I and II [13,36]. The
Table 5
Effects of the Fenton-like conditioner on sludge properties.
SRF
(1013 m/kg)
TTF
(s)
DS
(g/L)
VSS
(g/g DS)
Water
content
(%)
Raw sludge 8.16 80 12.9 0.56 80.0
H2SO4 4.79 50 12.8 0.55 71.9
H2SO4 + H2O2 4.58 45 11.1 0.54 72.1
Fenton-like 2.05 26 10.6 0.56 66.1
Fenton 0.96 16 12.5 0.54 71.3
Table 6
Soluble metal fraction after sludge conditioned by the Fenton-like reagent.
Elements Raw sludge
(mg/kg DS)
Conditioned
sludge (mg/kg DS)
Soluble
fraction (%)
Zn 594 ± 39 83 ± 8 86
Mn 381 ± 18 200 ± 27 47
Cu 260 ± 16 66 ± 18 74
Cr 143 ± 19 142 ± 23 0.67
Pb 72 ± 22 37 ± 6 47
Ni 50 ± 0.04 23 ± 0.06 52
Cd 32 ± 1 10 ± 3 67
Al 13275 ± 336 10641 ± 40 19
Ca 2433 ± 96 436 ± 18 82
Mg 789 ± 39 583 ± 18 26
Table 7
Influence of the chemical conditioner on EPS, TOC and bound water contents.
Biopolymers content (mg/g VSS) TOC (mg/g VSS) Bound water (g/g DS)
Polysaccharides Proteins Nucleic acids
Raw sludge 0.66 ± 0.08 0.30 ± 0.06 0.15 ± 0.08 3.49 ± 0.23 1.22 ± 0.13
H2SO4 7.24 ± 0.25 3.20 ± 0.40 3.23 ± 0.09 21.70 ± 0.05 0.31 ± 0.02
H2SO4 + H2O2 13.78 ± 0.25 16.62 ± 0.75 4.60 ± 0.10 48.58 ± 0.57 0.25 ± 0.06
Fenton-like 11.52 ± 0.08 14.48 ± 0.48 5.83 ± 0.19 69.70 ± 3.11 0.35 ± 0.01
Fenton 9.51 ± 0.25 13.81 ± 0.32 4.28 ± 0.19 52.90 ± 1.70 0.33 ± 0.03
peak at 1250 cm1 might be assigned to the deformation vibration
of C@O in carboxylate [37], and it was obvious in the spectra of the
Fenton-like filtrate. Peaks observed in the range from 1000 to
1200 cm1 exhibited the character of carbohydrates or carbohydrates-
like substances [28]. However, the Fenton-like filtrate had
obvious absorption peaks at 900–1000 cm1 and lower absorption
peak at 1395 cm1. This might be related to the interaction
between the functional groups and Fe3+ [37].
The bound water content in sludge cake decreased from 1.22 to
near 0.30 g/g DS after sludge was conditioned by chemical reagents
(Table 7). It was found that the bound water retained in the EPS
structure or the sludge cell was released and converted into free
water, which is beneficial to the sludge dewatering. Similar effects
of Fenton-like conditioning and the H2SO4 conditioning on the
bound water contents could be found in Table 7, indicating that
the dose of Fe2(SO4)3 contributed slightly to the further release of
bound water. The lower sludge moisture content induced by the
Fenton-like reaction might attributed to the change of the surface
thermodynamic characteristic of sludge flocs, promoting the
release of free water and surface water (water held on the surface
of solid particles by adsorption and adhesion).
As illustrated in F

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

3. ผลลัพธ์ และสนทนา3.1 การเพิ่มประสิทธิภาพประสิทธิภาพการกำจัดน้ำตาราง 3 แสดงเนื้อหาน้ำและการกำจัดน้ำประสิทธิภาพที่ได้มาจากคำอธิบายที่สม่ำเสมอ ซึ่งเป็นdenotations สำคัญสำหรับรักษาประสิทธิภาพของ Fentonlikeปฏิกิริยาการ สมการต่อไปนี้เป็นแบบจำลองการถดถอย จากซึ่งสามารถได้รับเงื่อนไขที่เหมาะสมเพื่อให้บรรลุการปริมาณน้ำต่ำสุด:Y ¼ 21:54 þ X 1 15:75 þ 9:81 X 2 10:58 X X 21 3 2:921:37 X 22þ2:05 X 1 X 2 þ 1:85 X 1 X 3 1:34 X 2 X 3R2 ¼ 0:973 F ¼ 50:26ð5Þที่ Y คือ การตอบสนอง (น้ำเอาประสิทธิภาพ)สถิติทดสอบแบบทำกับของฟิชเชอร์ทดสอบทางสถิติสำหรับการวิเคราะห์ผลต่างของ (การวิเคราะห์ความแปรปรวน) อย่างมีนัยสำคัญของมีแสดงแบบ โดยถดถอยกำลังสองเนื่องจากค่า F ของ 50.26 มากกว่า F0.005, 8, 3 (44.13) ได้ ค่าของสัมประสิทธิ์สหสัมพันธ์ (R2 = 0.973) บ่งชี้เท่านั้นไม่สามารถอธิบาย 2.72% ของความแปรปรวนทั้งหมด โดยการประจักษ์รูป [18] ค่า p (p = 0.005) ของ Eq. (5) น้อยกว่า 0.05 ยังแบบโพลิโนเมียสั่งสองสิ่งบ่งชี้ทดลองทำกัน วัด และคาดการณ์น้ำประสิทธิภาพการกำจัดได้กระจายอยู่ใกล้กับเส้นตรงที่มีประสิทธิภาพกำจัดวัด และคาดการณ์การเดียวกัน บ่งชี้ว่า แบบจำลองทางคณิตศาสตร์สามารถที่จะทำนายปริมาณน้ำตะกอนเค้กจาก Eq. (5), เงื่อนไขเหมาะสมที่สุดสำหรับประสิทธิภาพการกู้คืนน้ำwere estimated as follows: Fe3+ dosages of 288 mg/g DS,H2O2 dosages of 373 mg/g DS and pH of 2.0, under which the predictedmoisture content of the dewatered sludge cake was estimatedto be 66.8%. To confirm the accuracy of the value predictedby the statistical model, additional validation experimental underthe above optimal condition were conducted in triplicate. The moisturecontent of the dewatered sludge cakes obtained from theexperiments under the optimal conditions (Fe3+ 288 mg/g DS,H2O2 373 mg/g DS and pH = 2.0) was 66.1 ± 0.3%, very close to thecalculated value (66.8%). This demonstrates the reliability of theUD approach in optimizing the dewatering process.The visualization of the predicted model equation can beobtained by the surface response plots and the contour plots ofthe quadratic model with one variable kept at its optimal leveland the other two varying within the experimental ranges(Fig. 1). The elliptical patterns in the contour plots indicate thatthere were significant interactive effects on water removal efficiencybetween Fe3+ dosage and H2O2 dosage, pH and H2O2 dosage,and Fe3+ dosage and pH. The surface response plots show that theobvious peak located on the design boundary of H2O2 dosage, butthe maximum point might be outside the experimental region(Fig. 1a). Since the over-dosed concentration of H2O2 would resultin severely adhere to the filter cloth and slower filtration rate asdescribed above, the optimal dosage of H2O2 was obtained on thedesign boundary. Similar surface response peaks are also observedin Fig. 1b and c. The corresponding two-dimensional contours indicatethat water removal efficiency increased with the decreasingpH and the increasing H2O2 dosage to the design boundary, andpeaked inside the design boundary of Fe3+ dosage.3.2. Effects of Fenton-like and other conditioners on sludge dewateringThe dewatering behaviors and sludge properties of the rawsludge and sludge treated with chemical conditioners are shownin Table 5. The Fenton-like treatment significantly improved thesludge dewatering as reflected by a much lower moisture content,which decreased from 80.0% to 66.1%. Generally, a higher SRF valueor longer TTF indicates worse sludge dewaterability [3]. The SRFand TTF values of the sludge conditioned by the Fenton-like reactiondecreased from 8.16 to 2.05  1013 m/kg, and from 80 to26 s, respectively, similar to those for the Fenton conditioning,but superior to those of the raw sludge and the sludge treated withacidification only or acidification combined with H2O2.Furthermore, the Fenton-like process remarkably reduced thesludge DS from 12.9 to 10.6 g/L. The moisture content of the dewateredsludge cake drastically decreased to 66.1% on the base of thereduced DS after the Fenton-like reaction treatment, indicatingthat the sludge mass for disposal was also low. A low solid massand a high dry matter content (i.e., a low moisture content) ofthe dewatered sludge cake are defined as the goals to be achievedin an optimum handling process [2]. The above results indicate theFenton-like conditioning process had an advantage in sludge disposeprocess and a potential as a pretreatment approach for sludgedisposal.3.3. Metal leaching in sludge treatmentDewatering treatments such as fermentation or chemicalconditioning would result in the leaching of heavy metals fromsludge [32,33]. An investigation into heavy metal contents insludge before and after conditioning could provide more informationon the changes in sludge weight and characteristics. Table 5reveals that there was no significant difference between the VSSvalues of the three sludge samples. However, the dry solids contentof the sludge treated by the Fenton-like process exhibited aremarkable decrease. The leaching of typical metals was investigatedto explain this phenomenon (Table 6). The typical heavymetals (Zn, Mn, Cu, Cd, Pb, and Ni) were released from the sludgeafter the Fenton-like treatment. Specifically, the solubilized Zncould account for 86% of the total Zn content in sludge. The leachingof toxic metals is desired for the sludge application on agriculturallands. The ferric ion introduced to the sludge may interactwith plants, microbes, and organic substance to improve the formationof soluble Fe-III complexes and increase the availabilityof Fe for plant growth [34]. Since the treated sludge was acidic, it
should be neutralized with the dose of lime or dolomite before
its agricultural application. Also, dose of dolomite and lime could
partially compensate the loss of Ca and Mg in the treated sludge
[32–33].
3.4. Release of biopolymers and bound water in treatment
The release of EPS and intracellular materials has been proven
to be beneficial for sludge dewatering [2]. The concentrations of
the main organic compounds in five filtrates were measured. The
variations of three biopolymers and TOC content in the filtrates
were substantial before and after the chemical conditioning
(Table 7). The highest concentrations of nucleic acid in the filtrate
for the sludge treated with the Fenton-like reaction could be found
in Table 7, and the highest TOC content was also observed for the
Fenton-like series. These results indicate that the Fenton-like conditioner
could effectively degrade EPS and destroy sludge cells, i.e.
cell lysis occurred [5,35]. However, the concentrations of polysaccharides
and proteins in the Fenton-like filtrate were lower than
those in the samples treated by H2SO4 + H2O2 (Table 7).
FTIR spectra were used to explore the reason for the observed
phenomenon (Fig. 2). All the spectra show a broad adsorption
around peak at 3427 cm1, attributing to stretching of the O–H
bond in hydroxyl functional groups [36]. Two peaks at 1660 and
1395 cm1 are observed in the spectra, which are unique to the
protein secondary structure, namely amides I and II [13,36]. The
Table 5
Effects of the Fenton-like conditioner on sludge properties.
SRF
(1013 m/kg)
TTF
(s)
DS
(g/L)
VSS
(g/g DS)
Water
content
(%)
Raw sludge 8.16 80 12.9 0.56 80.0
H2SO4 4.79 50 12.8 0.55 71.9
H2SO4 + H2O2 4.58 45 11.1 0.54 72.1
Fenton-like 2.05 26 10.6 0.56 66.1
Fenton 0.96 16 12.5 0.54 71.3
Table 6
Soluble metal fraction after sludge conditioned by the Fenton-like reagent.
Elements Raw sludge
(mg/kg DS)
Conditioned
sludge (mg/kg DS)
Soluble
fraction (%)
Zn 594 ± 39 83 ± 8 86
Mn 381 ± 18 200 ± 27 47
Cu 260 ± 16 66 ± 18 74
Cr 143 ± 19 142 ± 23 0.67
Pb 72 ± 22 37 ± 6 47
Ni 50 ± 0.04 23 ± 0.06 52
Cd 32 ± 1 10 ± 3 67
Al 13275 ± 336 10641 ± 40 19
Ca 2433 ± 96 436 ± 18 82
Mg 789 ± 39 583 ± 18 26
Table 7
Influence of the chemical conditioner on EPS, TOC and bound water contents.
Biopolymers content (mg/g VSS) TOC (mg/g VSS) Bound water (g/g DS)
Polysaccharides Proteins Nucleic acids
Raw sludge 0.66 ± 0.08 0.30 ± 0.06 0.15 ± 0.08 3.49 ± 0.23 1.22 ± 0.13
H2SO4 7.24 ± 0.25 3.20 ± 0.40 3.23 ± 0.09 21.70 ± 0.05 0.31 ± 0.02
H2SO4 + H2O2 13.78 ± 0.25 16.62 ± 0.75 4.60 ± 0.10 48.58 ± 0.57 0.25 ± 0.06
Fenton-like 11.52 ± 0.08 14.48 ± 0.48 5.83 ± 0.19 69.70 ± 3.11 0.35 ± 0.01
Fenton 9.51 ± 0.25 13.81 ± 0.32 4.28 ± 0.19 52.90 ± 1.70 0.33 ± 0.03
peak at 1250 cm1 might be assigned to the deformation vibration
of C@O in carboxylate [37], and it was obvious in the spectra of the
Fenton-like filtrate. Peaks observed in the range from 1000 to
1200 cm1 exhibited the character of carbohydrates or carbohydrates-
like substances [28]. However, the Fenton-like filtrate had
obvious absorption peaks at 900–1000 cm1 and lower absorption
peak at 1395 cm1. This might be related to the interaction
between the functional groups and Fe3+ [37].
The bound water content in sludge cake decreased from 1.22 to
near 0.30 g/g DS after sludge was conditioned by chemical reagents
(Table 7). It was found that the bound water retained in the EPS
structure or the sludge cell was released and converted into free
water, which is beneficial to the sludge dewatering. Similar effects
of Fenton-like conditioning and the H2SO4 conditioning on the
bound water contents could be found in Table 7, indicating that
the dose of Fe2(SO4)3 contributed slightly to the further release of
bound water. The lower sludge moisture content induced by the
Fenton-like reaction might attributed to the change of the surface
thermodynamic characteristic of sludge flocs, promoting the
release of free water and surface water (water held on the surface
of solid particles by adsorption and adhesion).
As illustrated in F

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

3. ผลการอภิปรายและ
3.1 การเพิ่มประสิทธิภาพสำหรับประสิทธิภาพในการกำจัดน้ำตารางที่ 3 นำเสนอเนื้อหาน้ำและการกำจัดน้ำที่มีประสิทธิภาพที่ได้มาจากรายละเอียดเหมือนกันซึ่งเป็นdenotations สิ่งสำคัญสำหรับการรักษาที่มีประสิทธิภาพของ Fentonlike ปฏิกิริยา สมการต่อไปนี้เป็นรูปแบบการถดถอยจากเงื่อนไขที่ดีที่สุดจะได้รับเพื่อให้ได้ปริมาณน้ำต่ำสุด: Y ¼ 21:54 þ 15: 75X1 þ 9: 81X2? 10: 58X3? 2: 92X21? 1: 37X22 TH2: 05X1X2 þ 1: 85X1X3? 1: 34X2X3 R2 ¼ 0: 973; F ¼ 50:26 ð5Þที่ Y คือการตอบสนอง (ประสิทธิภาพในการกำจัดน้ำ). การทดสอบทางสถิติของรูปแบบการดำเนินการกับฟิชเชอร์การทดสอบทางสถิติสำหรับการวิเคราะห์ความแปรปรวน (ANOVA) อย่างมีนัยสำคัญของรูปแบบการแสดงให้เห็นโดยการถดถอยกำลังสองเพราะF-ค่าของ 50.26 สูงกว่า F0.005,8,3 (44.13) ค่าสัมประสิทธิ์สหสัมพันธ์ (R2 = 0.973) แสดงให้เห็นว่ามีเพียง 2.72% ของรูปแบบรวมไม่สามารถอธิบายได้ด้วยการทดลองรูปแบบ[18] P-ค่า (p = 0.005) ของสมการ (5) น้อยกว่า 0.05 นอกจากนี้ยังแสดงให้เห็นว่าคำสั่งที่สองรูปแบบพหุนามพอดีผลการทดลองที่ดี วัดและคาดการณ์น้ำประสิทธิภาพการกำจัดกระจายใกล้กับเส้นตรงที่วัดและคาดการณ์ประสิทธิภาพการกำจัดเป็นคนเดียวกัน นี้บ่งชี้ว่าแบบจำลองทางคณิตศาสตร์สามารถที่จะคาดการณ์ปริมาณน้ำกากตะกอน. จากสมการ (5) ซึ่งเป็นสภาวะที่เหมาะสมเพื่อประสิทธิภาพการกู้คืนน้ำอยู่ที่ประมาณดังนี้Fe3 + ปริมาณ 288 มก. / g ดีเอโดH2O2 373 mg / g DS และค่า pH 2.0 ซึ่งต่ำกว่าที่คาดการณ์ปริมาณความชื้นของกากตะกอนdewatered เป็นที่คาดกันว่าจะเป็น66.8% เพื่อยืนยันความถูกต้องของค่าที่คาดการณ์ไว้โดยแบบจำลองทางสถิติทดลองการตรวจสอบเพิ่มเติมภายใต้สภาวะที่เหมาะสมดังกล่าวข้างต้นได้ดำเนินการในเพิ่มขึ้นสามเท่า ความชื้นเนื้อหาเค้กตะกอน dewatered ที่ได้จากการทดลองภายใต้สภาวะที่เหมาะสม(Fe3 + 288 มก. / g DS, H2O2 373 mg / g DS และค่า pH = 2.0) เป็น 66.1 ± 0.3% ใกล้เคียงกับค่าที่คำนวณ(66.8% ) นี้แสดงให้เห็นถึงความน่าเชื่อถือของวิธีการ UD ในการเพิ่มประสิทธิภาพกระบวนการ dewatering ได้. ภาพของสมการรูปแบบการคาดการณ์ที่สามารถได้รับจากการแปลงการตอบสนองพื้นผิวและแปลงรูปร่างของรูปแบบสมการกำลังสองกับหนึ่งในตัวแปรที่เก็บไว้ในระดับที่เหมาะสมและอีกสองที่แตกต่างกันในช่วงการทดลอง(รูปที่ 1). รูปแบบรูปไข่ในแปลงรูปร่างแสดงให้เห็นว่ามีผลกระทบอย่างมีนัยสำคัญในการโต้ตอบประสิทธิภาพในการกำจัดน้ำระหว่างปริมาณFe3 + และปริมาณ H2O2 ค่า pH และปริมาณ H2O2, และปริมาณ Fe3 + และพีเอช แปลงการตอบสนองพื้นผิวที่ดีแสดงให้เห็นว่ายอดเขาที่เห็นได้ชัดอยู่บนขอบเขตการออกแบบของปริมาณ H2O2 แต่จุดสูงสุดที่อาจจะอยู่นอกภูมิภาคทดลอง(รูป. 1a) เนื่องจากความเข้มข้นมากกว่าศตวรรษของ H2O2 จะส่งผลในอย่างรุนแรงเป็นไปตามผ้ากรองและอัตราการกรองช้าลงตามที่อธิบายไว้ข้างต้นปริมาณที่เหมาะสมของH2O2 ที่ได้รับในขอบเขตการออกแบบ พื้นผิวที่คล้ายกันยอดการตอบสนองก็จะสังเกตเห็นในรูป 1b และค ที่สอดคล้องกับรูปทรงสองมิติแสดงให้เห็นว่าประสิทธิภาพในการกำจัดน้ำที่เพิ่มขึ้นด้วยการลดค่าความเป็นกรดที่เพิ่มขึ้นและปริมาณH2O2 เขตแดนออกแบบและแหลมภายในขอบเขตการออกแบบของปริมาณFe3 + ได้. 3.2 ผลของเฟนตันเหมือนและเครื่องอื่น ๆ ในตะกอน dewatering พฤติกรรม dewatering ตะกอนและคุณสมบัติของวัตถุดิบกากตะกอนและกากตะกอนรับการรักษาด้วยเคมีเครื่องจะแสดงในตารางที่5 การรักษาเฟนตันเหมือนอย่างมีนัยสำคัญปรับปรุงdewatering ตะกอนที่สะท้อนจากความชื้นที่ต่ำกว่ามาก เนื้อหาที่ลดลงจาก80.0% เป็น 66.1% โดยทั่วไปค่า SRF ที่สูงขึ้นหรือนานกว่าTTF บ่งชี้ dewaterability ตะกอนเลวร้าย [3] SRF ค่านิยมและ TTF ของตะกอนปรับอากาศจากปฏิกิริยาเฟนตันเหมือนลดลง8.16-2.05? 1,013 เมตร / กก. และจาก 80 ไป26 วินาทีตามลำดับที่คล้ายกับที่สำหรับเครื่องเฟนตั้นแต่ที่เหนือกว่ากับของตะกอนดิบและกากตะกอนรับการรักษาด้วยกรดเพียงอย่างเดียวหรือกรดรวมกับ H2O2. นอกจากนี้กระบวนการเฟนตันเหมือน อย่างน่าทึ่งลดตะกอนDS 12.9-10.6 กรัม / ลิตร ปริมาณความชื้นของ dewatered กากตะกอนอย่างมากลดลง 66.1% บนฐานของดีเอสลดลงหลังการรักษาปฏิกิริยาเฟนตันเหมือนแสดงให้เห็นว่ามวลตะกอนในการกำจัดก็ยังต่ำ มวลของแข็งต่ำและเนื้อหาเรื่องแห้งสูง (เช่นความชื้นต่ำ) ของกากตะกอนdewatered จะมีการกำหนดเป้าหมายที่จะประสบความสำเร็จในกระบวนการจัดการที่ดีที่สุด[2] ผลดังกล่าวข้างต้นบ่งบอกถึงกระบวนการเฟนตันเครื่องเหมือนมีข้อได้เปรียบในการกำจัดตะกอนขั้นตอนที่มีศักยภาพและเป็นวิธีการปรับสภาพตะกอนที่เกิดจากการกำจัด. 3.3 ชะล้างโลหะในการรักษากากตะกอนการรักษา Dewatering เช่นการหมักหรือสารเคมีเครื่องจะส่งผลให้การชะล้างของโลหะหนักจากกากตะกอน[32,33] การสืบสวนเนื้อหาโลหะหนักในตะกอนก่อนและหลังเครื่องสามารถให้ข้อมูลเพิ่มเติมเกี่ยวกับการเปลี่ยนแปลงของน้ำหนักตะกอนและลักษณะ ตารางที่ 5 แสดงให้เห็นว่าไม่มีความแตกต่างที่สำคัญระหว่าง VSS ค่าในสามของกลุ่มตัวอย่างตะกอน อย่างไรก็ตามปริมาณของแข็งแห้งของตะกอนรับการรักษาโดยกระบวนการเฟนตันเหมือนแสดงการลดลงที่น่าทึ่ง การชะล้างของโลหะทั่วไปที่ได้รับการตรวจสอบที่จะอธิบายปรากฏการณ์นี้ (ตารางที่ 6) หนักทั่วไปโลหะ (Zn, Mn, Cu, แคดเมียมตะกั่วและนิกเกิล) ได้รับการปล่อยตัวจากกากตะกอนหลังการรักษาเหมือนเฟนตัน โดยเฉพาะละลายสังกะสีอาจบัญชีสำหรับ 86% ของเนื้อหาสังกะสีรวมในตะกอน ชะล้างของโลหะที่เป็นพิษเป็นที่ต้องการสำหรับการประยุกต์ใช้กากตะกอนในการเกษตรที่ดิน ไอออน ferric แนะนำให้รู้จักกับตะกอนอาจโต้ตอบกับพืชจุลินทรีย์และสารอินทรีย์ในการปรับปรุงการก่อตัวของสารประกอบเชิงซ้อนที่ละลายน้ำได้เฟ-III และเพิ่มความพร้อมของเฟสำหรับการเจริญเติบโตของพืช [34] นับตั้งแต่ได้รับการรักษาเป็นตะกอนที่เป็นกรดก็ควรจะเป็นกลางกับปริมาณของมะนาวหรือโดโลไมต์ก่อนที่จะประยุกต์ใช้ในการเกษตร นอกจากนี้ปริมาณของโดโลไมต์และมะนาวสามารถบางส่วนชดเชยการสูญเสียแคลเซียมและแมกนีเซียมในตะกอนได้รับการรักษา[32-33]. 3.4 การเปิดตัวของพลาสติกชีวภาพและน้ำที่ถูกผูกไว้ในการรักษาความเป็นอิสระของกำไรต่อหุ้นและวัสดุภายในเซลล์ที่ได้รับการพิสูจน์แล้วว่าเป็นประโยชน์สำหรับdewatering ตะกอน [2] ความเข้มข้นของสารอินทรีย์หลักในห้า filtrates วัด รูปแบบของสามพลาสติกชีวภาพและเนื้อหาใน TOC filtrates เป็นสำคัญก่อนและหลังเครื่องเคมี(ตารางที่ 7) ความเข้มข้นสูงสุดของกรดนิวคลีในกรองตะกอนที่ได้รับปฏิกิริยาเฟนตันเหมือนอาจจะพบในตารางที่7 และเนื้อหา TOC สูงสุดพบว่ายังสำหรับซีรีส์เฟนตั้นเหมือน ผลการศึกษานี้แสดงให้เห็นว่าครีมเฟนตันเหมือนมีประสิทธิภาพสามารถลด EPS และทำลายเซลล์ตะกอนคือสลายเซลล์ที่เกิดขึ้น[5,35] แต่ความเข้มข้นของ polysaccharides และโปรตีนในกรองเฟนตันเหมือนต่ำกว่าผู้ที่อยู่ในกลุ่มตัวอย่างที่ได้รับการรักษาโดย H2SO4 + H2O2 (ตารางที่ 7). เปคตรัม FTIR ถูกนำมาใช้ในการสำรวจเหตุผลสำหรับการสังเกตปรากฏการณ์(รูปที่. 2) สเปกตรัมทั้งหมดแสดงการดูดซับในวงกว้างรอบสูงสุดที่ 3,427 ซม. 1 เจตนารมณ์ที่จะยืดของ O-H พันธบัตรในการทำงานเป็นกลุ่มไฮดรอกซิ [36] สองยอดที่ 1,660 และ1,395 ซม. 1 มีการตั้งข้อสังเกตในสเปกตรัมซึ่งเป็นเอกลักษณ์ของโปรตีนโครงสร้างทุติยภูมิคือเอไมด์I และ II [13,36] ตารางที่ 5 ผลของครีมเฟนตันเหมือนเกี่ยวกับคุณสมบัติตะกอน. SRF (1,013 เมตร / กิโลกรัม) TTF (s) DS (กรัม / ลิตร) VSS (g / g DS) น้ำเนื้อหา(%) ตะกอนดิบ 8.16 80 12.9 0.56 80.0 H2SO4 4.79 50 12.8 0.55 71.9 H2SO4 + H2O2 4.58 45 11.1 0.54 72.1 เฟนตันเหมือน 2.05 26 10.6 0.56 66.1 เฟนตัน 0.96 16 12.5 0.54 71.3 ตารางที่ 6 ส่วนโลหะที่ละลายน้ำได้หลังจากตะกอนปรับอากาศโดยสารเฟนตันเหมือน. องค์ประกอบตะกอนดิบ(mg / กก DS) ปรับอากาศตะกอน (mg / kg DS) ที่ละลายน้ำได้ส่วน (%) Zn 594 ± 39 83 ± 8 86 ล้าน 381 ± 18 200 ± 27 47 ลูกบาศ์ก 260 ± 16 66 ± 18 74 Cr 143 ± 19 142 ± 23 0.67 Pb 72 ± 22 37 ± 6 47 Ni 50 ± 0.04 23 ± 0.06 52 Cd 32 ± 1 10 ± 3 67 อัล 13,275 ± 336 10641 ± 40 19 Ca 2,433 ± 96 436 ± 18 82 มิลลิกรัม 789 ± 39 583 ± 18 26 ตารางที่ 7 อิทธิพลของ สารเคมีปรับอากาศในกำไรต่อหุ้น TOC และเนื้อหาของน้ำที่ถูกผูกไว้. เนื้อหา Biopolymers (mg / g VSS) TOC (mg / g VSS) น้ำที่ถูกผูกไว้ (g / g DS) คาไรด์โปรตีนกรดนิวคลีอิกตะกอนดิบ 0.66 ± 0.08 0.30 ± 0.06 0.15 ± 0.08 3.49 ± 0.23 1.22 ± 0.13 H2SO4 7.24 ± 0.25 3.20 ± 0.40 3.23 ± 0.09 21.70 ± 0.05 0.31 ± 0.02 H2SO4 + H2O2 13.78 ± 0.25 16.62 ± 0.75 4.60 ± 0.10 48.58 ± 0.57 0.25 ± 0.06 เฟนตันเหมือน 11.52 ± 0.08 14.48 ± 0.48 5.83 ± 0.19 69.70 ± 3.11 0.35 ± 0.01 เฟนตั้น 9.51 ± 0.25 13.81 ± 0.32 4.28 ± 0.19 52.90 ± 1.70 0.33 ± 0.03 สูงสุดที่ 1,250 ซม. 1 อาจจะได้รับมอบหมายให้การสั่นสะเทือนความผิดปกติของC @ O ใน carboxylate [37] และมันก็เป็น ที่เห็นได้ชัดในสเปกตรัมของกรองเฟนตั้นเหมือน ยอดเขาที่สังเกตได้ในช่วงตั้งแต่ 1000 กับ1200 ซม. 1 แสดงลักษณะของคาร์โบไฮเดรตหรือ carbohydrates- เช่นสาร [28] อย่างไรก็ตามการกรองเฟนตันเหมือนมียอดการดูดซึมอย่างเห็นได้ชัดที่ 900-1000 ซม. 1 และการดูดซึมที่ต่ำกว่าจุดสูงสุดที่1,395 ซม. 1 ซึ่งอาจจะเกี่ยวข้องกับการทำงานร่วมกันระหว่างกลุ่มการทำงานและ Fe3 + [37]. เนื้อหาน้ำที่ถูกผูกไว้ในกากตะกอนลดลงจาก 1.22 ไปอยู่ใกล้กับ0.30 กรัม / กรัมดีเอสหลังจากที่ได้รับการปรับอากาศกากตะกอนจากสารเคมี(ตารางที่ 7) มันก็พบว่าน้ำที่ถูกผูกไว้ยังคงอยู่ในกำไรต่อหุ้นโครงสร้างหรือเซลล์ตะกอนได้รับการปล่อยตัวและแปลงเป็นฟรีน้ำซึ่งเป็นประโยชน์ต่อการdewatering ตะกอน ผลกระทบที่คล้ายกันของเครื่องเฟนตันเหมือนและเครื่อง H2SO4 ในเนื้อหาน้ำที่ถูกผูกไว้จะพบได้ในตารางที่7 แสดงให้เห็นว่าปริมาณของFe2 (SO4) 3 มีส่วนเล็กน้อยเพื่อให้รุ่นต่อไปของน้ำที่ถูกผูกไว้ กากตะกอนความชื้นต่ำเหนี่ยวนำโดยปฏิกิริยาเฟนตันเหมือนอาจจะนำมาประกอบกับการเปลี่ยนแปลงของพื้นผิวลักษณะทางอุณหพลศาสตร์ของกลุ่มแบคทีเรียตะกอนส่งเสริมการปล่อยน้ำฟรีและน้ำผิวดิน(น้ำที่จัดขึ้นบนพื้นผิวของอนุภาคของแข็งโดยการดูดซับและการยึดเกาะ) ดังแสดงใน F

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

3 . ผลและการอภิปราย
3.1 . การเพิ่มประสิทธิภาพสำหรับ
ประสิทธิภาพการกำจัดน้ำ 3 ตารางแสดงเนื้อหาและน้ำเอาน้ำที่ได้มาจากคำอธิบาย
มีเครื่องแบบที่เป็น
denotations สำคัญสำหรับการรักษาประสิทธิภาพของปฏิกิริยา fentonlike

สมการต่อไปนี้คือ ตัวแบบการถดถอยจาก
ซึ่งสภาวะที่เหมาะสมอาจจะได้รับเพื่อให้บรรลุ
ค่าปริมาณน้ำ :
Y ¼ 21:54 þ 15:75x1 þ 9:81x2  10:58x3  2:92x21

 1:37x22 þ 2:05x1x2 þ 1:85x1x3  1:34x2x3
R2 ¼ 0:973 ; F ¼ 50:26

ที่ 5 Þð Y คือการตอบสนอง ( ประสิทธิภาพในการกำจัดน้ำ ) .
การทดสอบทางสถิติของรูปแบบการของ
ฟิชเชอร์ การทดสอบทางสถิติสำหรับการวิเคราะห์ความแปรปรวน ( ANOVA ) มีนัยสำคัญของ
แบบที่ถูกแสดงให้เห็นโดยการถดถอยกำลังสอง เพราะ
ส่วนค่าของ 50.26 มากกว่า f0.005,8,3 ( 44.13 )
ของค่าสัมประสิทธิ์สหสัมพันธ์ ( R2 = 0.973 ) บ่งชี้ว่า เพียง 2.72 %
ของความผันแปรทั้งหมด ไม่สามารถอธิบายได้ด้วยแบบจำลอง
[ 18 ] โดย p ( p = 0.005 ) อีคิว ( 5 ) น้อยกว่า 0.05 นอกจากนี้ยังพบว่าแบบจำลองพหุนามอันดับสอง

พอดีผลการทดลองได้ดี วัดและคาดการณ์น้ำ
ประสิทธิภาพการกำจัดกระจายอยู่ใกล้เส้นตรง
ที่วัดและทำนายประสิทธิภาพการกำจัดเป็น
เดียวกัน พบว่าแบบจำลองทางคณิตศาสตร์สามารถทำนายความชื้นของกากตะกอน
.
จากอีคิว ( 5 ) เงื่อนไขที่เหมาะสมสำหรับการกู้คืนน้ำอย่างมีประสิทธิภาพ
ประมาณได้ดังนี้ fe3 ขนาด 288 mg / g DS
H2O2 373 มิลลิกรัม / กรัม ขนาดของ DS และ pH 2.0 ,ซึ่งตามคาด
ความชื้นของ dewatered ตะกอนประมาณ
เป็น 66.8 % เพื่อยืนยันความถูกต้องของค่าพยากรณ์
โดยแบบจำลองทางสถิติ , การตรวจสอบเพิ่มเติมทดลองภายใต้สภาวะที่เหมาะสมข้างต้น
การทดลองทั้งสามใบ เนื้อหาของ dewatered ความชื้น
กาก
เค้กที่ได้รับจากการทดลองภายใต้เงื่อนไขที่เหมาะสม ( fe3 288 mg / g DS
H2O2 373 mg / g DS และ pH = 2.0 ) คือ 66.1 ± 0.3% ใกล้กับ
คำนวณค่า ( ร้อยละ 66.8 . นี้แสดงให้เห็นถึงความน่าเชื่อถือของวิธีการในการเพิ่มความสามารถ
UD กระบวนการ .
การแสดงของสมการทำนายแบบจำลองสามารถ
ได้โดยตอบสนองที่พื้นผิวและรูปร่างแปลงแปลง
รูปแบบกำลังสองกับตัวแปรหนึ่งเก็บไว้ที่
ของระดับที่เหมาะสม และอีกสองคนที่แตกต่างภายใน
ช่วงทดลอง ( รูปที่ 1 ) รูปแบบคลื่นในเส้นแปลง พบว่า มีความสัมพันธ์แบบโต้ตอบบน

ระหว่างประสิทธิภาพการกำจัดน้ำและปริมาณยาที่ fe3 H2O2 pH และปริมาณ H2O2 , และปริมาณด่าง fe3
และพื้นผิวตอบสนองโดยแสดงให้เห็นว่า
ตั้งอยู่บนยอดเขาเห็นการออกแบบขอบเขตของปริมาณ H2O2 แต่
จุดสูงสุดอาจจะอยู่นอกเขตทดลอง
( รูปที่ 1A ) ตั้งแต่กว่าปริมาณความเข้มข้นของ H2O2 จะส่งผลอย่างรุนแรง
ในยึดติดกับตัวกรองผ้าและอัตราการกรองลง
ที่อธิบายไว้ข้างต้น การใช้ยาที่เหมาะสมที่สุดของ H2O2 ได้บน
ขอบออกแบบ คล้ายกับพื้นผิวตอบสนองยอดยังสังเกต
ในฟิค1B และ C ที่ 2 มิติ รูปทรง ระบุว่าประสิทธิภาพการกำจัดน้ำเพิ่มขึ้น

อลดลงและเพิ่มปริมาณ H2O2 เพื่อขอบเขตการออกแบบและภายในขอบเขตของการออกแบบ
แหลมยา fe3 .
2 . ผลของพันธุ์ข้าวและอื่น ๆเช่น เครื่องปรับอากาศในตะกอน dewatering
dewatering พฤติกรรมและคุณสมบัติของวัตถุดิบ
กากตะกอนกากตะกอนและกากตะกอนการรักษาด้วยสารเคมีตัวแสดง
ตารางที่ 5 น้อย เช่น การรักษา เพิ่มขึ้น
ตะกอน dewatering สะท้อนโดยความชื้นต่ำมาก
ซึ่งลดลงจากร้อยละ 80.0 เพื่อ 66.1 % โดยทั่วไปสูงกว่าค่า
srf หรือนานกว่า TTF แสดงแย่ dewaterability ตะกอน [ 3 ] การ srf
และค่า TTF ของตะกอนอันเนื่องมาจากปฏิกิริยาเช่น
เฟนตันลดลงจาก 8.16 ถึง 2.05  1013 เมตรต่อกิโลกรัมและ 80

26 วินาที ตามลำดับ คล้ายกับสำหรับเฟนตัน ปรับอากาศ ,
แต่เหนือกว่าคนที่ตะกอนดิบและกากตะกอนการรักษาด้วยกรดหรือกรด
ร่วมกับ H2O2
นอกจากนี้ เฟนตัน เช่น กระบวนการลด
กากอย่างน่าทึ่ง DS จาก 12.9 ถึง 10.6 กรัม / ลิตร ปริมาณความชื้นของ dewatered
กากตะกอนลดลงอย่างเห็นได้ชัด เพื่อ 66.1 % บนฐานของ
ลดลง DS หลังจากรักษาปฏิกิริยาเฟนตันเหมือน แสดงว่า
ที่มวลตะกอนเพื่อนำไปกำจัดยังต่ำ มวลของแข็งต่ำ
และแห้งสูงเนื้อหา ( เช่น ความชื้นต่ำเนื้อหา )
dewatered ตะกอนจะถูกกำหนดเป็นเป้าหมายที่จะบรรลุ
ในการจัดการกระบวนการที่เหมาะสม [ 2 ] ผลลัพธ์ข้างต้นบ่งชี้
เฟนตัน เช่น กระบวนการปรับอากาศมีความได้เปรียบในตะกอนทิ้ง
กระบวนการและศักยภาพการเป็นแนวทางการกำจัดตะกอน
.
3.3 . การชะละลายของโลหะในการรักษา
กากตะกอน dewatering การรักษา เช่น การหมัก หรือปรับเคมี
จะส่งผลในการชะละลายของโลหะหนักในตะกอนจาก
[ 32,33 ] การศึกษาปริมาณโลหะหนักใน
กากตะกอน ก่อนและหลังปรับได้ให้ข้อมูลเพิ่มเติมเกี่ยวกับการเปลี่ยนแปลงน้ำหนัก
กากตะกอนและลักษณะ ตารางที่ 5
พบว่ามีความแตกต่างระหว่างค่า VSS
3 ตัวอย่างสลัดจ์ อย่างไรก็ตาม ของแข็งแห้ง
ของกากตะกอนการรักษาโดยกระบวนการเฟนตันเหมือนมี
ตาลดลง การชะละลายของโลหะถูกสอบสวน
ทั่วไปเพื่ออธิบายปรากฏการณ์นี้ ( ตารางที่ 6 ) โดยทั่วไปโลหะหนัก
( Zn , Mn Cu , Cd , Pb และฉัน ) ได้รับการปล่อยตัวจากตะกอน
หลังเฟนตัน เช่น การรักษา โดยเฉพาะ ซึ่งสังกะสี
อาจบัญชีสำหรับร้อยละ 86 ของปริมาณสังกะสีรวมในตะกอน การชะละลายของโลหะที่เป็นพิษ
ที่ต้องการสำหรับระบบการเกษตร

เฟอริกไอออนนำตะกอนอาจโต้ตอบ
กับ พืช จุลินทรีย์ และอินทรีย์สารเพื่อปรับปรุงรูปแบบของสารประกอบเชิงซ้อนของเหล็ก III ได้

และเพิ่มความพร้อมของเฟ สำหรับการเจริญเติบโตของพืช [ 34 ] เนื่องจากการรักษากากตะกอนมันเปรี้ยว มันควรเป็นกลางกับ
ปริมาณปูนขาวหรือโดโลไมต์ก่อน
การเกษตรการประยุกต์ใช้ นอกจากนี้ ปริมาณของโดโลไมต์และมะนาวสามารถ
บางส่วนชดเชยการสูญเสียแคลเซียม และแมกนีเซียมในการรักษากากตะกอน
[ 32 - 33 ] .
3.4 . ปล่อยน้ำในการรักษาโปรตีนผูกพัน
รุ่น EPS และวัสดุภายในเซลล์ได้รับการพิสูจน์
เป็นประโยชน์มากสำหรับตะกอน dewatering [ 2 ] ความเข้มข้นของสารอินทรีย์ใน
หลักห้า สารละลายถูกวัด
รูปแบบและเนื้อหาในการตามข้อมูล สารละลาย
เป็นรูปธรรมก่อนและหลังปรับเคมี
( ตารางที่ 7 )ความเข้มข้นสูงสุดของกรดนิวคลีอิกในการกรองตะกอน
สำหรับปฏิบัติ ด้วยปฏิกิริยาเฟนตัน เช่น อาจจะพบได้ในตารางที่ 7
, และเนื้อหาข้อมูลสูงสุดพบว่าสำหรับ
นะชอบชุด ผลลัพธ์เหล่านี้บ่งชี้ว่าเฟนตันเหมือนแอร์
ได้อย่างมีประสิทธิภาพสามารถลดกากตะกอน EPS และทำลายเซลล์ เช่น เซลล์เกิดการสลาย
[ 5,35 ] อย่างไรก็ตามปริมาณพอลิแซกคาไรด์และโปรตีนในเฟนตัน

เหมือนกรองต่ำกว่าผู้ที่อยู่ในตัวอย่างถือว่ากรดซัลฟิวริกแบตเตอรี่ ( ตารางที่ 7 )
( spectra ถูกใช้เพื่อสำรวจเหตุผลสำหรับปรากฏการณ์ที่สังเกต
( รูปที่ 2 ) แสดงทั้งหมดแสดงกว้างการดูดซับ
รอบสูงสุดที่ 3427 ซม.  1 และการยืดของพันธบัตร O ) H
ในที่มีหมู่ฟังก์ชัน [ 36 ]สองยอดที่ 1660 และ
0 ซม.  1 เดียวในสเปกตรัมซึ่งเป็นเอกลักษณ์
โปรตีนโครงสร้างทุติยภูมิ ได้แก่เอไมด์ I และ II [ 13,36 ]
โต๊ะ 5 ผลของเฟนตันเหมือนแอร์ต่อคุณสมบัติของตะกอน srf

(  1013 ม. / กก. )

( TTF )

d ( g / l )

( g / g VSS DS )

( % ) ปริมาณน้ำ

กาก 8.16 80 ร้อยละ 12.9 ( ดิบ กรดซัลฟิวริก 50 000 0.55
เมิง 71.9
กรดซัลฟิวริก H2O2 4.58 45 จำนวน 0.54 72.1
เฟนตันเหมือน 205 26 จำนวน 0.56 66.1
เฟนตัน 0.96 16 12.5 หรือ 71.3% โต๊ะ 6

ละลายโลหะเศษหลังจากตะกอนอันเนื่องมาจากสารเคมีเฟนตันชอบองค์ประกอบตะกอนดิบ
.
( มิลลิกรัม / กิโลกรัม ( DS )
กาก
( มิลลิกรัม / กิโลกรัม DS )


ได้สัดส่วน ( % ) Zn 594 ± 39 83 ± 8 86
MN 381 ± 18 200 ± 27 47
Cu 260 ± 16 66 ± 18 74
Cr 19 142 143 ±± 23 0.67
PB 72 ± 22 37 ± 6 47
ผม 50 ± 0.04 0.06 52 23 ±
ซีดี 32 ± 1 10 ± 67
3อัล 13275 ± 336 10641 ± 40 19
CA ± 96 พ.ศ. 436 ± 18 82
มก. 789 ± 39 522 ± 18 ตารางที่ 26

7 อิทธิพลของสารเคมีครีมใน EPS , TOC และผูกน้ำเนื้อหา เนื้อหา
โปรตีน ( mg / g VSS ) TOC ( มิลลิกรัมต่อกรัม VSS ) ผูกน้ำ ( กรัม / g DS )

โดยโปรตีนกรดนิวคลีอิกดิบกาก 0.66 ± 0.08 0.06 0.15 0.30 ±± 0.08 0.13 0.23 3.49 ± 1.22 ±
กรดซัลฟิวริก 7.24 ± 0.25 3.20 ± 0.40 3.23 ± 0.09 21.70 ± 0.05 031 ± 0.02
กรดซัลฟิวริก H2O2 13.78 ± 16.62 ± 0.25 0.75 4.60 ± 0.10 48.58 ± 0.57 0.25 ± 0.06
เฟนตันเหมือน 11.52 ± 0.08 - ± 0.48 0.19 69.70 5.83 ±± 3.11 0.35 ± 0.01
เฟนตัน 9.51 ± 0.25 0.32 ต่อปริมาณ±± 0.19 52.90 ±เท่ากับ 0.33 ± 0.03
สูงสุดที่ 1 , 250 ซม.  1 อาจ ได้รับมอบหมายการสั่นสะเทือน
c @ O ในคาร์บอกซิเลต [ 37 ] และมันก็ชัดเจนในสเปกตรัมของ
เฟนตันเหมือนกรองสังเกตจากยอดในช่วง 1000
1200 ซม.  1 มีตัวละครของคาร์โบไฮเดรตหรือคาร์โบไฮเดรต -
เช่นสาร [ 28 ] อย่างไรก็ตาม เฟนตัน เช่น กรองได้
ชัดเจนการดูดซึมยอด 900 – 1 , 000 ซม.  1 และลดการดูดซึม
สูงสุดที่ 1395 ซม.  1 นี้อาจเกี่ยวข้องกับการปฏิสัมพันธ์ระหว่างกลุ่ม การทำงาน และ fe3
[ 37 ] .
ผูกพันที่ปริมาณน้ำในตะกอนลดลงจาก 122

ใกล้ 0.30 g / g DS หลังจากตะกอนเป็นเว็บไซด์ ด้วยสารเคมี
( ตารางที่ 7 ) พบว่าผูกพันน้ำสะสมใน EPS
โครงสร้างหรือตะกอนเซลล์ได้รับการปล่อยตัวและแปลงลงในน้ำฟรี
ซึ่งมีประโยชน์ต่อกากตะกอน dewatering . คล้ายผล
เฟนตันแบบปรับอากาศและปรับอากาศกรดซัลฟิวริกบน
ผูกพันน้ำเนื้อหาที่อาจจะพบได้ในตารางที่ 7 แสดงให้เห็นว่า
ปริมาณของ fe2 ( ปา ) 3 ส่วนเล็กน้อยที่ปล่อยต่อไป
จำกัดน้ำ ลดปริมาณความชื้นกากตะกอนที่เกิดจากปฏิกิริยาเฟนตันเหมือน
อาจเกิดจากการเปลี่ยนแปลงของผิวทางลักษณะของตะกอนเม็ด

การปล่อยน้ำฟรีและพื้นผิวน้ำ ( น้ำที่จัดขึ้นบนพื้นผิวของอนุภาคของแข็ง
โดยการดูดซับและการยึดติด
เป็นภาพประกอบใน F )