王博，霍明昕，王淑瑩，袁泉，李永波，彭永臻

(1. 北京工業(yè)大學(xué) 北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心，北京，100124；2. 東北師范大學(xué) 城市與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，吉林 長春，130024)

隨著城市生活污水量的增加，由此所產(chǎn)生的污泥量也越來越多[1-2]，污水廠剩余污泥的處理處置正日益成為環(huán)境領(lǐng)域關(guān)注的熱點(diǎn)。利用水解酸化細(xì)菌破壞污泥細(xì)胞物質(zhì)，這樣不僅可以實(shí)現(xiàn)剩余污泥發(fā)酵產(chǎn)酸，使得產(chǎn)生的二次基質(zhì)用來補(bǔ)充生物脫氮除磷所必需的碳源[3]，而且還可以實(shí)現(xiàn)污泥的減量。國內(nèi)外對(duì)污泥內(nèi)碳源開發(fā)技術(shù)進(jìn)行了較深入研究，同時(shí)開發(fā)了相應(yīng)的利用方法和工藝，但這些技術(shù)存在2 個(gè)問題：(1) 污泥發(fā)酵后泥水分離困難，使得產(chǎn)生的VFA(揮發(fā)性脂肪酸)很難被提取出來[4]；(2) 在完全厭氧的反應(yīng)器中很難避免產(chǎn)甲烷反應(yīng)產(chǎn)生，因此，發(fā)酵產(chǎn)物很可能被產(chǎn)甲烷菌大量消耗[5]。而污泥發(fā)酵耦合反硝化技術(shù)針對(duì)上述問題有如下優(yōu)點(diǎn)：無需對(duì)發(fā)酵液與污泥進(jìn)行分離，發(fā)酵產(chǎn)物產(chǎn)生后隨即被周圍的反硝化菌利用，這樣不僅減少了泥水分離步驟，而且增加了發(fā)酵反應(yīng)推動(dòng)力；由于NO-x-N 的存在，避免了產(chǎn)甲烷反應(yīng)的發(fā)生，防止了發(fā)酵產(chǎn)物被產(chǎn)甲烷菌消耗。可見，剩余污泥發(fā)酵耦合反硝化技術(shù)既可以很好地解決污水處理碳源缺乏的問題，還可以實(shí)現(xiàn)污泥發(fā)酵產(chǎn)物簡捷利用，進(jìn)一步促進(jìn)污泥減量。pH 是影響污泥發(fā)酵的重要因素之一。許多研究者發(fā)現(xiàn)剩余污泥經(jīng)過堿性處理后，其水解產(chǎn)酸速率得到有效提高[3-4]，也有人認(rèn)為污泥在酸性和堿性環(huán)境發(fā)酵效果均比中性環(huán)境好，水解酸化效率高[6]。對(duì)于反硝化反應(yīng)，許多研究者發(fā)現(xiàn)適宜的pH 范圍大都為中性或偏堿性，在7.5～8.5 且當(dāng)pH 偏離這一范圍時(shí)，反硝化效率逐漸降低[7]。考慮到滿足良好的污泥發(fā)酵與反硝化要求，本文作者對(duì)比研究了不同pH(5，7，9 及pH 不調(diào))對(duì)剩余污泥發(fā)酵耦合反硝化系統(tǒng)的污泥溶解、基質(zhì)釋放、污泥減量及反硝化的影響，借以尋求最適宜的pH 范圍。

1 材料與方法

1.1 剩余污泥

試驗(yàn)用剩余污泥取自以生活污水為處理對(duì)象的中試SBR 反應(yīng)器(序批式反應(yīng)器)，污泥初始性質(zhì)如表1所示。剩余污泥在使用前用自來水淘洗3 次后配成懸浮固體(SS)質(zhì)量濃度約為10 g/L 的泥水混合液。

1.2 試驗(yàn)裝置和方法

剩余污泥發(fā)酵耦合反硝化以4個(gè)有效容積為1.5 L的密閉式玻璃瓶為反應(yīng)器(裝置如圖1 所示)，控制溫度為(30±1) ℃，每個(gè)反應(yīng)器一次性投加剩余污泥1.5 L，用磁力攪拌器進(jìn)行攪拌，維持轉(zhuǎn)速為800 r/min，控制1 號(hào)、2 號(hào)、3 號(hào)反應(yīng)器內(nèi)pH 分別為5.0，7.0 和9.0，4 號(hào)反應(yīng)器不調(diào)pH，作為對(duì)照，反應(yīng)進(jìn)行18 d。每天定時(shí)從4 個(gè)反應(yīng)器中取泥水混合液15 mL，用0.45μm 的水系濾膜過濾，并保留濾液進(jìn)行測定，定時(shí)一次性投加100 g(N)/L 的NaNO2溶液15 mL。每隔12 h，用3 mol/L 的HCl 或2 mol/L 的NaOH 溶液調(diào)節(jié)pH。

表1 pH=7.6 時(shí)試驗(yàn)用剩余污泥各組分含量(質(zhì)量分?jǐn)?shù))Table 1 Initial properties of waste activated sludge (WAS) at pH=7.6 mg/L

圖1 試驗(yàn)裝置圖Fig.1 Schematic diagram of experimental setup

1.3 分析方法

2 結(jié)果與討論

2.1 pH 對(duì)多糖、蛋白質(zhì)產(chǎn)生的影響

不同pH 條件下多糖質(zhì)量濃度的變化情況如圖2所示。由圖2 可見：在不同pH 條件下，隨著反應(yīng)時(shí)間的增加，多糖質(zhì)量濃度(ρ1)的變化呈現(xiàn)出不同的變化規(guī)律；當(dāng)pH 為5 時(shí)，ρ1均比其他條件下高且隨反應(yīng)時(shí)間不斷增加，在第18 天，ρ1達(dá)到最大值，為648.9 mg/L；當(dāng)pH 為7 和9 時(shí)，ρ1整體上呈現(xiàn)出先增加、到第12 天后又下降的趨勢；在pH 不調(diào)的條件下，ρ1表現(xiàn)為波動(dòng)趨勢，而這也恰恰反映出pH 對(duì)多糖的產(chǎn)生具有一定的影響。

圖2 不同pH 條件下多糖質(zhì)量濃度的變化情況Fig.2 Variation of carbohydrate mass concentrations at different pH values

不同pH 時(shí)蛋白質(zhì)質(zhì)量濃度的變化情況如圖3 所示。由圖3 可見：在不同pH 條件下，隨著反應(yīng)時(shí)間的增加，蛋白質(zhì)濃度(ρ2)也呈現(xiàn)出不同的變化規(guī)律：當(dāng)pH 為5 時(shí)，ρ2隨反應(yīng)時(shí)間不斷增加；與此相反，當(dāng)pH 為7 時(shí)，ρ2卻呈現(xiàn)出下降的趨勢；而pH 為9 與pH不調(diào)的條件下，ρ2呈現(xiàn)出波動(dòng)的變化。

圖3 不同pH 時(shí)蛋白質(zhì)質(zhì)量濃度的變化情況Fig.3 Variation of protein mass concentrations at different pH values

2.2 不同pH 時(shí)污泥減量性能

圖4 不同pH 時(shí)污泥減量情況Fig.4 Sludge reduction at different pH values

2.3 pH 對(duì)PO-P 和NH-N 釋放的影響

圖5 不同pH 時(shí)的PO-P 和NH-N 釋放情況Fig.5 PO-P and NH-N release at different pH values

2.4 不同pH 時(shí)反硝化效果

圖6 不同pH 時(shí)電子受體NO-N 質(zhì)量濃度的變化Fig.6 Variation NO-N mass concentrations at different pH values

圖7 NO-N 反硝化總量與比反硝化脫氮率Fig.7 NO-N consumed and special denitrification nitrogen removal

3 結(jié)論

(1) 當(dāng)pH 為7 和9 時(shí)，污泥溶解與反硝化效果均較好。而當(dāng)pH 為5 時(shí)，多糖與蛋白質(zhì)出現(xiàn)大量積累，原因是反硝化受到pH 的抑制。

(2) 不同pH 條件下，VSS 質(zhì)量濃度均出現(xiàn)不同程度的降低，且pH 為7 和9 時(shí)污泥減量率較高，說明中性與堿性條件更有利于污泥溶解。

(4) 從污泥溶解，污泥減量和反硝化性能等方面綜合分析，pH 為9 的條件下，即處于堿性環(huán)境時(shí)，剩余污泥發(fā)酵耦合反硝化系統(tǒng)發(fā)酵與反硝化性能較好。

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