、微波处理120s后的污泥显微照片；
[0039] 图4为原泥的差示扫描量热法DSC测定分析图；
[0040] 图5为在280W、微波处理90s后的污泥的差示扫描量热法DSC测定分析图；
[0041] 图6为在595W、微波处理120s后的污泥的差示扫描量热法DSC测定分析图；
[0042] 图7为微波预处理后污泥水分质量变化的示意图；其中，a是原泥，b是微波功率 280W、时间90s的微波辐射后的污泥，c是微波功率为595W、时间120s的微波辐射后的污 泥；
[0043]图8为本发明的生物固体物质的微波辐射溶剂萃取联用脱水设备及流程示意图， 其中：
[0044] 1一溶剂钢瓶；2-溶剂储罐；3-脱水反应釜；4一微波发生器；5-气液分离器； 6-干燥器；7-空气压缩机；8-溶剂回收冷凝器；9 一微波能量输出柱；
[0045] 图9为微波辐射功率和萃取反应时间对脱水后污泥含水率的影响；
[0046] 图10为微波辐射时间和萃取反应时间对脱水后污泥含水率的影响。
【具体实施方式】
[0047] 本发明提出了一种微波辐射溶剂萃取联用对生物固体物质进行脱水的方法。首 先，本发明研究了微波处理（包括微波功率和微波辐射时间）对于生物固体物质性能的影 响，以污泥为例。
[0048] (1)微波时间对污泥温度及含水率的影响
[0049] 考察污泥样品在特定的微波功率下，污泥样品温度及含水率的变化规律。实验测 定结果如表1所不。
[0050] 表1微波时间对污泥温度及含水率的影响
[0051]
[0052] 如表1所示，污泥样品在最初的60s，温度升高非常快，由原来的16°C上升至95°C; 随后微波时间增加，污泥样品温度不变保持在95°C。污泥样品在最初的30s，污泥含水率变 化小，仅从71. 6%下降至71. 5%;随后污泥含水率开始快速下降，120s时污泥含水率下降 至 57. 7%。
[0053] 微波辐射使得污泥温度升高、含水率下降，主要是由于微波的热效应，即污泥中具 有永久偶极和诱导偶极的物质能吸收微波能量。实验开始时污泥样品的温度较低，微波能 量用于升温，水分蒸发少污泥样品含水率下降很少；当微波辐射时间继续增加，污泥温度不 断升高，污泥中的水分开始大量蒸发，污泥含水率迅速下降；微波辐射60s，污泥温度达到 95 °C时，此阶段污泥含水率下降速度最快。
[0054] (2)微波功率对污泥温度及含水率的影响
[0055] 考察污泥样品在不同的微波功率下，污泥样品的温度及含水率变化规律。实验测 定结果如表2。
[0056] 表2微波功率对污泥温度及含水率的影响
[0057]
[0058] 如表2所示，在时间一定的情况下，功率越大，污泥含水率下降越多，温度升高越 明显。
[0059] 微波辐射能够降低污泥含水率主要是因为微波的热效应，污泥吸收微波能量使得 污泥温度升高加速水分蒸发。水分的蒸发必须首先把污泥的内部水传递扩散至污泥表面才 能去除故起初污泥含水率下降较慢。微波加热的特点使得污泥内部产生高温，加速了内部 水向污泥表面扩散的速率，污泥的含水率大大下降，所以污泥达到一定温度的时候，含水率 迅速下降。单位质量的污泥对微波能量的吸收是有限的，当微波功率过大时，多余的微波能 量就会损失，所以微波能量相同的情况下低功率长时间的组合优于高功率短时间的组合。
[0060] (3)微波辐射时间对污泥胞外聚合物EPS的影响：
[0061] 分别用不同的微波辐射时间处理污泥样品，分别称取5个样品若干克置于烧杯 中，加25ml蒸馏水并用玻璃棒搅拌均匀配置成含水率97%的污泥泥样，测量其胞外聚合物 EPS含量。实验结果如图1所示。
[0062] 从图1可以发现，随着微波辐射时间的增加，污泥样品蛋白质、多糖、EPS总量先下 降后渐趋平稳。蛋白质、多糖、EPS在微波时间90s时达到最低值，分别从300. 7mg/l下降至 193. 3mg/l，231. 3mg/l下降至 148. 9mg/l，532.Omg/1 下降至 371. 8mg/l，此后各含量基本保 持不变。而DNA在60s之前含量平稳保持在32.Omg/1左右，此后开始增大，时间为90s时， DNA升至 51.Omg/1。
[0063] 微波对污泥样品的作用分为热效应和非热效应。起初污泥吸收微波能量较少，污 泥温度不高，EPS结构破坏较少。微波的非热效应使得污泥胶体中的生物大分子的极化部分 定向排列导致次级键的破裂，胶体结构被破坏，污泥EPS得到释放；随着微波时间的增加， 温度升至沸点，温度梯度产生的作用力使得EPS结构被破坏，EPS中的蛋白质和多糖得到释 放，并被降解。在90s时EPS达到最低，污泥蛋白质、多糖和EPS总量分别下降了 35. 7%、 35. 6%、35. 7%。随后由于绝大多数污泥胶体已被破坏，EPS降解结束，蛋白质、多糖、EPS含 量保持不变。
[0064] (4)微波功率对污泥EPS(污泥胞外聚合物）的影响
[0065] 分别用不同的微波辐射功率处理污泥样品，然后分别称取5个样品若干克置于烧 杯中，加25ml蒸馏水并用玻璃棒搅拌均匀配置成含水率97 %的污泥泥样，测量其EPS含量。 实验结果如图2所示。
[0066] 从图中我们可以发现，微波时间一定时，污泥蛋白质、多糖、EPS总量随微波功率的 增大呈先下降后平稳的趋势，在280W时达到最低分别为210. 9mg/l、151. 3mg/l、362. 2mg/ 1，此后随着微波功率的增加，各含量保持平稳。
[0067] (5)微波预处理对污泥絮体结构的影响
[0068] 称取2份20g的污泥，分别经微波280W、90s和595W、120s处理后，玻璃棒搅拌 lmin，磁力搅拌3min，用显微镜进行观察，如图3所示。从图中可以看出，随着微波能量的增 加，污泥尺寸减小、污泥颗粒间隙变大，污泥絮体被破坏。
[0069] (6)微波预处理对污泥结合水的影响
[0070] 称取2份20g的污泥，分别经微波280W、90s和595W、120s处理后，进行差示扫描 量热法DSC分析仪进行测定。测定结果如图所示。图4是原泥DSC分析测定图像，图5是 功率280W、时间90s的DSC分析测定图像，图6是功率595W、时间120s的DSC分析测定图 像。
[0071] 从图7中我们可以发现，微波预处理能够降低污泥各水分含量。微波功率280W、 时间90s污泥的自由水含量变化不明显，从0.5958 11下降至0.542g*g\下降了8. 9%， 而污泥的结合水含量明显下降，从1.929g，g-l下降至1.583g，g-l，下降了17.9%。这可 能是由于在该微波条件下，污泥正处于升温阶段，污泥温度并不高，水分蒸发慢，因此自由 水变化不明显，与此同时，微波能量破坏了污泥胶体结构，导致结合水从污泥胶体中渗出， 变为自由水，使结合水含量下降。微波功率为595W、时间120s污泥的各水分含量迅速下 降。自由水含量从0. 595g·g-Ι下降至0. 194g·g-Ι，结合水含量从1. 929g·g-Ι下降至 0.842g·g-l〇
[0072] 综上所述，微波能够快速提高污泥温度，降低污泥含水率。在开始阶段，污泥快速 升温而污泥含水率下降缓慢；当达到最高温度后，温度保持不变而污泥含水率快速下降。微 波预处理能够改善污泥脱水性能，其机理可能是微波热效应及非热效应共同作用，使得污 泥胶体破坏，结合水减少微波功率一定时，随着微波辐射时间的增加，污泥EPS总量先下降 后渐趋平稳，污泥比阻则先下降后上升。微波时间一定时，随着微波功率的增加，污泥EPS 总量先下降后渐趋平稳，污泥比阻则先下降后上升。微波预处理能够快速降低污泥中结合 水、自由水含量。
[0073] 基于上述微波处理对生物固体本身性质及干燥性质的影响，本发明提出了一种基 于微波辐射和溶剂萃取联用的脱水方法。如图8所示，一种生物固体深度脱水装置，包括依 次顺序循环串联的溶剂储存单元、带有微波发生器的脱水反应单元、固液分离单元、气液分 离单元、气体液化单元和溶剂回收单元.
[0074]其中，
[0075]所述的溶剂储存单元为溶剂储罐2。溶剂储罐2中的溶剂来源于溶剂回收冷凝器8〇
[0076]所述的脱水反应单元为内部设置有微波能量输出柱9和搅拌装置的脱水反应釜 3,微波能量输出柱9由微波发生器4控制用于微波的输出。
[0077]所述的固液分离单元为过滤分离装置或静置分离储罐或离心器；其中，所述的脱 水反应单元与所述的固液分离单元可以分别设置，串联在一起，比如使用静置分离设备或 离心分离设备与脱水反应釜串联，实现连续化大生产，也可以将所述的脱水反应单元与所 述的固液分离单耦合在一起，即在所述的脱水反应釜内部空间的上方和下方设置有滤网， 滤网可活动拆卸，打开上层滤网，可将固体物质加入脱水反应单元中，关闭上层滤网，实现 固体物质在脱水反应单元中进行微波辐射-溶剂萃取联用脱水反应，液体部分直接通过下 层滤网进入气液分离单元，下层滤网堵塞后可拆线清洗或者直接更