委 燕，王淑瑩，馬 斌，彭永臻 （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 100124）

游離亞硝酸預(yù)處理強(qiáng)化剩余污泥發(fā)酵同步反硝化性能

委 燕，王淑瑩*，馬 斌，彭永臻 （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 100124）

考察了游離亞硝酸（FNA）預(yù)處理對(duì)污泥解體和剩余污泥發(fā)酵同步反硝化性能的影響.結(jié)果表明，不同F(xiàn)NA濃度（0，0.68，1.35和2.03mgN/L）處理剩余污泥預(yù)處理過(guò)程中，SCOD的產(chǎn)量和產(chǎn)生速率均隨著FNA濃度的增加而增加，其中SCOD的產(chǎn)生速率依次為0.66， 1.70，2.13和2.70mg/（gVSS·h）.隨著預(yù)處理過(guò)程中FNA濃度的增加，剩余污泥中死菌占總菌的比例由41%上升至80%.FNA預(yù)處理可使剩余污泥發(fā)酵同步反硝化系統(tǒng)SCOD的產(chǎn)量增加49%和污泥減量提高41%，同時(shí)使系統(tǒng)反硝化能力提高40%. 此外， FNA預(yù)處理可使該系統(tǒng)中溫室氣體N2O產(chǎn)量占NO2-還原量的百分比減少58%.

游離亞硝酸；剩余污泥；預(yù)處理；發(fā)酵；反硝化

基于活性污泥法的眾多生物脫氮工藝已廣泛應(yīng)用于城市污水處理領(lǐng)域，但污水中大量的有機(jī)物質(zhì)轉(zhuǎn)移到污泥中導(dǎo)致污泥產(chǎn)量增加，進(jìn)而加重污水處理廠剩余污泥處理或處置的投資和運(yùn)行負(fù)擔(dān).此外，城市污水低碳氮比的特點(diǎn)導(dǎo)致其生物脫氮過(guò)程中必需投加外碳源，這就造成污水處理廠的運(yùn)行費(fèi)用大大增加.因此，實(shí)現(xiàn)剩余污泥的減量化和資源化以及開發(fā)污泥內(nèi)碳源，已成為城市污水處理的難點(diǎn)和重點(diǎn).

基于活性污泥法的眾多生物脫氮工藝已廣泛應(yīng)用于城市污水處理領(lǐng)域，但污水中大量的有機(jī)物質(zhì)轉(zhuǎn)移到污泥中導(dǎo)致污泥產(chǎn)量增加，進(jìn)而加重污水處理廠剩余污泥處理或處置的投資和運(yùn)行負(fù)擔(dān).此外，城市污水低碳氮比的特點(diǎn)導(dǎo)致其生物脫氮過(guò)程中必需投加外碳源，這就造成污水處理廠的運(yùn)行費(fèi)用大大增加.因此，實(shí)現(xiàn)剩余污泥的減量化和資源化以及開發(fā)污泥內(nèi)碳源，已成為城市污水處理的難點(diǎn)和重點(diǎn).

污泥發(fā)酵可以實(shí)現(xiàn)污泥中有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)化為揮發(fā)性脂肪酸（VFAs），而后可以作為生物脫氮過(guò)程中微生物可利用的優(yōu)勢(shì)碳源.由于發(fā)酵產(chǎn)酸過(guò)程中大約30%的溶解性COD（SCOD）持留在污泥中，所以污泥經(jīng)過(guò)發(fā)酵產(chǎn)酸后再將其上清液淘洗用來(lái)反硝化，降低了污泥中碳源的利用效率［1］.Peng等［1］首次提出污泥發(fā)酵同步反硝化（SAFD）的概念，主要是利用污泥發(fā)酵和污水反硝化的互惠關(guān)系強(qiáng)化了內(nèi)碳源開發(fā)的潛勢(shì)，從而實(shí)現(xiàn)污泥發(fā)酵碳源的原位高效利用.這是因?yàn)槲勰喟l(fā)酵過(guò)程中存在，反硝化菌會(huì)優(yōu)先利用VFAs進(jìn)行反硝化并產(chǎn)生堿度，一方面促進(jìn)水解酸化，另一方面抑制了產(chǎn)甲烷菌的生長(zhǎng)［2］.Li等［3］進(jìn)一步提出了剩余污泥發(fā)酵同步反硝化工藝使得剩余污泥發(fā)酵過(guò)程轉(zhuǎn)化為污泥解體經(jīng)水解酸化再反硝化的生化反應(yīng)鏈，且該工藝可使剩余污泥產(chǎn)量降低60%～70%［4］.

然而，污泥解體通常被認(rèn)為是剩余污泥發(fā)酵過(guò)程中的限速步驟.污泥發(fā)酵一般借助熱解，物理（超聲），電和化學(xué)的污泥預(yù)處理技術(shù)使得微生物細(xì)胞破壁，進(jìn)而使得胞內(nèi)物質(zhì)溶入液相中，這些釋放的物質(zhì)進(jìn)一步被水解酸化［5-8］.但是，上述技術(shù)存在能耗大（高溫或高壓），需要大量化學(xué)物質(zhì)（氯，臭氧和堿度等）和污染環(huán)境等問(wèn)題.因此，尋找另外一種污泥預(yù)處理技術(shù)來(lái)提高生物可降解性尤為重要.

亞硝酸鹽是一種抑菌劑，在食品行業(yè)被廣泛用作抗腐劑.最近有研究表明向城市污水管道中投加亞硝酸鹽可有效控制硫酸鹽還原菌產(chǎn)生臭氣H2S，這主要是因?yàn)橛坞x亞硝酸（FNA）對(duì)管道中的厭氧微生物有滅活作用，用FNA（0.2～0.3mgN/L）處理管道微生物6h后，可使系統(tǒng)微生物滅活80%［9］.

基于上述內(nèi)容，若采用FNA對(duì)剩余污泥進(jìn)行預(yù)處理，可能會(huì)因剩余污泥中的微生物被滅活而促進(jìn)污泥解體，有望改善剩余污泥發(fā)酵同步反硝化性能.本研究采用不同濃度FNA（0～2.03mgN/L）對(duì)剩余污泥進(jìn)行預(yù)處理，考察剩余污泥中有機(jī)物的溶出和細(xì)胞破壁情況；而后將預(yù)處理后的污泥按照與污泥發(fā)酵同步反硝化系統(tǒng)污泥按一定比例混合，在室溫條件下運(yùn)行144h，考察FNA預(yù)處理對(duì)剩余污泥發(fā)酵同步反硝化性能的影響.同時(shí)考慮到強(qiáng)溫室氣體N2O是反硝化過(guò)程的中間產(chǎn)物，在上述試驗(yàn)過(guò)程中還考察了FNA預(yù)處理對(duì)系統(tǒng)N2O產(chǎn)生的影響.

1 材料方法

1.1 污泥來(lái)源及性質(zhì)

剩余污泥取自以實(shí)際生活污水為處理對(duì)象的中試SBR反應(yīng)器，該剩余污泥中的溶解性COD（SCOD）為53.3mg/L，pH值為7.0～7.1.污泥混合液懸浮固體濃度（MLSS）為13.7g/L，污泥混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度（MLVSS）為11.4g/L，總COD（TCOD）為19.6g/L.

發(fā)酵同步反硝化污泥取自于實(shí)驗(yàn)室規(guī)模的剩余污泥發(fā)酵同步反硝化SBR反應(yīng)器，該反應(yīng)器在室溫條件下運(yùn)行，其污泥齡（SRT）約為50d.所取發(fā)酵同步反硝化污泥中SCOD為350mg/L，pH值為7.6～7.8，MLSS為12.5g/L，MLVSS為7.8g/L.

1.2 FNA預(yù)處理剩余污泥批次試驗(yàn)

為了考察FNA預(yù)處理對(duì)剩余污泥的細(xì)胞破壁（污泥解體）效果，進(jìn)行4組不同F(xiàn)NA濃度預(yù)處理試驗(yàn)裝置.取2L剩余污泥均分到4個(gè)有效容積為500mL的反應(yīng)器，并加入不同體積亞硝酸鈉貯備液（147.85g/L NaNO2），使得每個(gè)反應(yīng)器的濃度依次為0，100，200和300mgN/L.每個(gè)反應(yīng)器均連續(xù)室溫運(yùn)行24h，并通過(guò)投加0.1M的HCL和NaOH的控制反應(yīng)器內(nèi) pH值為5.5 ± 0.01. FNA濃度根據(jù)公式FNA=SNO2--N/（Ka×10pH）計(jì)算，其中Ka=s-2200/（272+T）［11］，T為反應(yīng)溫度［（26±1）℃］，4組不同濃度所對(duì)應(yīng)的FNA濃度依次為0，0.68，1.35和2.03mgN/L.試驗(yàn)運(yùn)行過(guò)程中，間隔6h取樣檢測(cè)SCOD和.24h結(jié)束后，測(cè)定每個(gè)反應(yīng)器的MLSS和MLVSS.將初始剩余污泥和不同F(xiàn)NA濃度處理24h后的剩余污泥樣品稀釋至MLSS為1000mg/L左右，通過(guò)Live/Dead細(xì)胞染色技術(shù)［11］檢測(cè)剩余污泥經(jīng)FAN預(yù)處理后的細(xì)菌細(xì)胞破壁效果.

1.3 FNA預(yù)處理強(qiáng)化剩余污泥發(fā)酵同步反硝化性能的試驗(yàn)

將0mgN/L和2.03mgN/L的FNA預(yù)處理后的剩余污泥離心淘洗3次后，加入Milli-Q水，使其MLSS約為10.0g/L.取0mg/L FNA預(yù)處理的剩余污泥250mL 和發(fā)酵同步反硝化污泥750mL加入空白組的密封反應(yīng)器，其有效容積為1L；取2.03mgN/L FNA預(yù)處理的剩余污泥250mL和發(fā)酵同步反硝化污泥750mL加入試驗(yàn)組的密封反應(yīng)器，其有效容積為1L.空白組和實(shí)驗(yàn)組運(yùn)行溫度均為室溫［（26±1）℃］.在試驗(yàn)進(jìn)行前，首先測(cè)定空白組和試驗(yàn)組反應(yīng)器中的MLSS和MLVSS，接著在每組反應(yīng)器中均鼓吹高純氮10min，確保運(yùn)行過(guò)程處于缺氧環(huán)境.而后再加入亞硝酸鈉貯備液（147.85g/LNaNO2），使得濃度均為50mgN/L，并初次設(shè)定亞硝酸鈉的投加頻率為12h一次，反應(yīng)器共運(yùn)行144h.當(dāng)運(yùn)行24h后，根據(jù)測(cè)得的反硝化速率將反應(yīng)器中初始濃度調(diào)高為70mgN/L.而后在確保每組反應(yīng)器初始濃度為70mgN/L的前提下，根據(jù)反硝化能力的大小確定每次亞硝酸鈉溶液的投加量.試驗(yàn)過(guò)程中每間隔12h取樣檢測(cè)，間隔24h取樣測(cè)定SCOD和VFAs.在反應(yīng)器運(yùn)行時(shí)間48～60h的過(guò)程中間隔1h進(jìn)行沿程取樣，并在線測(cè)定反硝化過(guò)程中N2O的產(chǎn)生情況.進(jìn)過(guò)144h運(yùn)行后，再次測(cè)定每組反應(yīng)器中的MLSS和MLVSS，并和初始值進(jìn)行對(duì)比，用來(lái)考察污泥減量效果.

1.4 分析方法

所取泥水混合液先在 10000r/min 轉(zhuǎn)速下離心2min，取上清液采用孔徑為 0.45 μm微孔濾膜過(guò)濾后得到的液體樣品，用于檢測(cè)各項(xiàng)水質(zhì)指標(biāo).：采用美國(guó)LACHAT公司QuikChem8500Series2流動(dòng)注射分析儀；SCOD采用COD快速測(cè)定儀［11］（扣除所貢獻(xiàn)的SCOD值=1.1gSCOD［12］）.VFAs 采用Agilent 6890N 氣相色譜儀測(cè)定［4］，混合液污泥濃度MLSS：濾紙稱重法；揮發(fā)性污泥質(zhì)量濃度MLVSS采用馬弗爐灼燒重量法測(cè)定；pH值采用德國(guó)WTW pH/oxi340i儀在線監(jiān)測(cè).N2O運(yùn)用Unisense N2O微電極（檢測(cè)限為3μmol N2ON/L）.

2 結(jié)果與討論

2.1 FNA預(yù)處理對(duì)剩余污泥解體的影響

圖1 剩余污泥在不同F(xiàn)NA濃度24h預(yù)處理過(guò)程中的SCOD產(chǎn)生情況Fig.1 The production of SCOD during 24h pretreatment of waste activated sludge under different FNA concentrations

采用FNA預(yù)處理剩余污泥過(guò)程中SCOD的變化情況如圖1所示.4個(gè)系統(tǒng)中的初始FNA濃度分別為0，0.68，1.35和2.03mg N/L.FNA預(yù)處理過(guò)程中，隨著處理時(shí)間的增加，SCOD的產(chǎn)量逐步上升.采用FNA預(yù)處理24h后，4組試驗(yàn)中的SCOD濃度分別由26.65，33.00，28.00和20.46mg/gVSS上升到43.09，74.03，80.99和87.49mg/gVSS，每組試驗(yàn)中SCOD的增加量分別為16.44，41.03，52.99和67.03mg/gVSS.可以看出，采用2.03mg N/L的FNA預(yù)處理剩余污泥后的SCOD的產(chǎn)量是未經(jīng)FNA預(yù)處理的4倍.此外，上述4組試驗(yàn)中SCOD的產(chǎn)生速率呈現(xiàn)出相同的規(guī)律（圖2），其中SCOD的產(chǎn)生速率由SCOD的濃度變化曲線進(jìn)行線性擬合計(jì)算得到（R2≥0.98）.隨著FNA濃度的增加，SCOD的產(chǎn)生速率逐漸增加，4組試驗(yàn)中的依次為：0.66，1.70，2.13和2.70mg/（gVSS× h）.上述結(jié)果說(shuō)明FNA預(yù)處理剩余污泥有利于細(xì)菌胞內(nèi)有機(jī)物質(zhì)的溶出，且隨著FNA濃度的增加，有機(jī)物質(zhì)溶出的的數(shù)量和速率均逐漸增加.這可能歸因于FNA預(yù)處使得細(xì)菌細(xì)胞結(jié)構(gòu)破壞（污泥解體），導(dǎo)致一些胞內(nèi)物質(zhì)由生物固相中釋放至水溶液中.

為了考察FNA對(duì)污泥中細(xì)菌細(xì)胞破壁解體效果的影響，對(duì)不同濃度FNA處理后的剩余污泥進(jìn)行Live/Dead細(xì)胞染色，考察了剩余污泥中死菌占總菌百分比的變化情況，試驗(yàn)結(jié)果如圖2所示.可以看出不同濃度的FNA都會(huì)對(duì)微生物產(chǎn)生滅活效果，且滅活效果與FNA濃度呈正相關(guān)關(guān)系.死菌占總菌的百分比隨著FNA濃度的增加而逐步增加，依次為41%，51%，66%和80%.從另一方面證明了高濃度FNA可提高剩余污泥細(xì)胞破壁效果，加速胞內(nèi)物質(zhì)（如蛋白，多糖和脂類等）溶出.

圖2 不同濃度FNA預(yù)處理剩余污泥后的細(xì)胞滅活效果和SCOD產(chǎn)生速率Fig.2 The biocidal effect on cells and production rate of SCOD after 24h FNA pretreatment of waste activated sludge under various FNA concentrations

Jiang等［9］發(fā)現(xiàn)FNA濃度為0.1mg N/L，僅持續(xù)6h就可將厭氧管道中的生物膜殺死80%，該試驗(yàn)中FNA滅活效果顯著強(qiáng)于本研究，這可能是因?yàn)閰捬豕艿牢⑸飳?duì)于FNA更敏感.關(guān)于FNA預(yù)處理過(guò)程對(duì)微生物的滅活效應(yīng)，Yoon等［13］指出當(dāng)亞硝酸鹽在酸性條件下形成FNA時(shí)，會(huì)形成如亞硝酐（N2O3），二氧化氮 （NO2）和一氧化氮（NO）等衍生物，這些小分子物質(zhì)會(huì)穿過(guò)細(xì)胞膜與還原態(tài)硫醇反應(yīng)形成亞硝基硫醇，該物質(zhì)會(huì)對(duì)微生物產(chǎn)生嚴(yán)重的滅活效應(yīng).另一方面可能就是FNA會(huì)破壞微生物DNA合成，最終導(dǎo)致微生物致死［14］.上述FNA對(duì)剩余污泥中的細(xì)菌滅活機(jī)理分析還有待進(jìn)一步研究.

2.2 FNA預(yù)處理對(duì)剩余污泥發(fā)酵同步反硝化性能影響

將未經(jīng)FNA預(yù)處理和經(jīng)過(guò)FNA預(yù)處理的剩余污泥和發(fā)酵同步反硝化污泥混合后，在同等條件下同時(shí)進(jìn)行發(fā)酵同步反硝化作用，結(jié)果如圖3所示.圖中所示SCOD為理論SCOD濃度，這是因?yàn)闄z測(cè)到的水樣中SOCD濃度為反硝化過(guò)程消耗有機(jī)物后的SCOD濃度.因此，為了考察剩余污泥產(chǎn)酸效率，提出了理論SCOD濃度，即將水樣中SCOD濃度加上反硝化所消耗的SCOD，其中反硝化所消耗的SCOD按1.00g反硝化消耗1.71g SCOD計(jì).空白組（剩余污泥未經(jīng)FNA預(yù)處理）中，在0～72h內(nèi)SCOD濃度由236mg/L上升到685mg/L；在72～144h內(nèi)，SCOD基本保持不變.然而在試驗(yàn)組（剩余污泥經(jīng)FNA預(yù)處理）中，SCOD在0～120h內(nèi)一直呈上升趨勢(shì)，由203mg/L增加到1081mg/L，而后24h內(nèi)維持穩(wěn)定.可以看出FNA預(yù)處理可改善剩余污泥發(fā)酵同步反硝化系統(tǒng)的污泥解體性能，SCOD的產(chǎn)量可增加49%.且從測(cè)得的MLVSS數(shù)據(jù)得出，空白組和試驗(yàn)組反應(yīng)器中MLVSS分別下降了7%和11%，后者高出前者的41%，說(shuō)明FNA預(yù)處理可改善剩余污泥發(fā)酵同步反硝化過(guò)程的污泥減量性能.此外，還可以看出無(wú)論剩余污泥是否經(jīng)過(guò)FNA預(yù)處理，剩余污泥發(fā)酵同步反硝化系統(tǒng)中的VFAs（以COD計(jì)）均保持在180～240mg COD/L范圍內(nèi).在發(fā)酵初期（0～72h），發(fā)酵產(chǎn)生的VFAs被反硝化過(guò)程迅速消耗，VFAs未出現(xiàn)積累.因此，反硝化過(guò)程有利于解除污泥水解酸化過(guò)程的產(chǎn)物反饋抑制，從而使得發(fā)酵產(chǎn)酸過(guò)程一直保持較高的速率.在空白組和試驗(yàn)組中還原量均呈現(xiàn)增長(zhǎng)趨勢(shì)，由0mg/L分別上升至149.31mg N/L和241.79mg N/L.在發(fā)酵后期（72～144h），空白組和試驗(yàn)組中的還原量基本未增加，即反硝化反應(yīng)基本未發(fā)生，這說(shuō)明投加的剩余污泥已基本被利用完畢，而發(fā)酵產(chǎn)酸過(guò)程基本停止.

圖3 剩余污泥發(fā)酵同步反硝化過(guò)程中的SCOD，VFAs和還原量的變化Fig.3 Variations of SCOD，VFAs and reducedduring waste activated sludge anoxic fermentation and denitrification process

2.3 FNA預(yù)處理對(duì)剩余污泥發(fā)酵同步反硝化過(guò)程中溫室氣體N2O產(chǎn)生的影響

N2O是一種強(qiáng)溫室氣體，且同時(shí)是反硝化過(guò)程中的中間產(chǎn)物，本研究對(duì)剩余污泥發(fā)酵同步反硝化系統(tǒng)中液相N2O濃度連續(xù)監(jiān)測(cè)了12h，檢測(cè)時(shí)間段為圖3中所示的48h至60h，以考察FNA預(yù)處理對(duì)該系統(tǒng)中N2O產(chǎn)生的影響.由圖4可以看出，空白組和試驗(yàn)組中均呈下降趨勢(shì)，但是前者下降的幅度顯著低于后者，二者的還原量分別為4.56mgN/L和33.3mgN/L，空白組中的還原量?jī)H占試驗(yàn)組的14%.同時(shí)發(fā)現(xiàn)空白組和試驗(yàn)組中在還原過(guò)程中均發(fā)生了N2O積累，N2O濃度分別由初始值為4.84mgN/L和4.05mgN/L上升至7.8mgN/L和6.49mgN/L.當(dāng)采用N2O積累量的終值減去其初始值來(lái)表示N2O凈積累量時(shí)，空白組和實(shí)驗(yàn)組的N2O凈積累量分別是2.96mgN/L和2.44mgN/L，分別占各自所對(duì)應(yīng)還原量的65%和7%.

圖4 剩余污泥發(fā)酵同步反硝化過(guò)程中的和N2O-N濃度的變化Fig.4 Variations ofand accumulation of N2O-N during waste activated sludge anoxic fermentation and denitrification process

FNA預(yù)處理可以使得剩余污泥發(fā)酵同步反硝化過(guò)程中N2O的產(chǎn)生降低58%，進(jìn)而緩減了該系統(tǒng)的N2O溫室效應(yīng).研究表明［15］反硝化過(guò)程中電子供應(yīng)不足會(huì)導(dǎo)致中間產(chǎn)物N2O的積累.因此，F(xiàn)NA預(yù)處理可以加速剩余污泥解體和水解酸化，進(jìn)而促進(jìn)產(chǎn)有機(jī)物的產(chǎn)生為反硝化過(guò)程提供充足的電子，使得還原過(guò)程進(jìn)行得更加徹底，進(jìn)而減少N2O的積累.而未經(jīng)FNA預(yù)處理的剩余污泥發(fā)酵同步反硝化系統(tǒng)中，發(fā)酵產(chǎn)酸較慢，進(jìn)而導(dǎo)致反硝化過(guò)程電子供應(yīng)不足，使得N2O還原過(guò)程受限，從而造成該過(guò)程N(yùn)2O的積累.

3 結(jié)論

3.1 FNA預(yù)處理可以促進(jìn)剩余污泥的污泥解體過(guò)程，在本研究中使得SCOD的產(chǎn)量提高了4倍，剩余污泥中死菌占總菌的比例增加了48%.

3.2 FNA預(yù)處理后的剩余污泥在發(fā)酵同步反硝化過(guò)程中的SCOD產(chǎn)量增加49%，反硝化能力提高40%.

3.3 與未經(jīng)FNA預(yù)處理的剩余污泥發(fā)酵同步反硝化過(guò)程相比，F(xiàn)NA預(yù)處理可使剩余污泥發(fā)酵同步反硝化過(guò)程中的N2O積累量減少58%.

［1］Zhang L， Zhang S J， Zhou J， et al.Nitrogen removal from reject water with primary sludge as denitrification carbon source ［J］. Water Science and Technology， 2010，61（12）：2965-72.

［2］Tugtas S G， Evren P A， Inhibitory effects of nitrogen oxides on a mixed methanogenic culture ［J］. Biotechnology and Bioengineering， 2007，96（3）：444-455.

［3］Li Y B， Wang S Y， Yuan Q et al. Waste activated sludge fermentation with nitrite： The influence of electron acceptor concentration on denitrification ［C］. 2012 2nd International Conference on Remote Sensing， Environment and Transportation Engineering， Nanjing， IEEE Computer Society， 2012：1-4.

［4］唐 瑋，彭永臻，霍明昕，等.剩余污泥發(fā)酵同步反硝化系統(tǒng)污泥減量及反硝化性能 ［J］. 化工學(xué)報(bào)， 2012，4（63）：1259-1263.

［5］H Carrere， Dumas C， Battimelli A， et al.Pretreatment methods to improve sludge anaerobic degradability： a review ［J］. Journal of Hazardous Materials， 2010，183（1-3）：1-15.

［6］Ruiz-Hernando M， Martin-Diaz J， Labanda J， et al.Effect of ultrasound， low-temperature thermal and alkali pre-treatments on waste activated sludge rheology， hygienization and methane potential ［J］. WaterResearch， 2014，61C：119-129.

［7］王 博，王 亮，楊 陽(yáng)，等.γ輻照預(yù)處理促進(jìn)剩余污泥發(fā)酵產(chǎn)氫的研究 ［J］. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)， 2013，33（12）：2201-2207.

［8］郭 亮，謝 波，李小楊，等.三種預(yù)處理方法對(duì)污泥的破解效果［J］. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)， 2008，28（5）：417-421.

［9］Jiang G M， Gutierrez O，Yuan Z G.The strong biocidal effect of free nitrous acid on anaerobic sewer biofilms ［J］. Water Research，2011，45（12）：3735-3743.

［10］Anthonisen A， Loehr R， Prakasam T， et al.Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid ［J］. Journal （Water Pollution Control Federation）， 1976，835-852.

［11］A American Public Health Association （APHA）， Water Environment Federation （WEF）. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater ［S］. 1995.

［12］Ma B， Wang S Y， Zhang S J， et al.Achieving nitritation and phosphorus removal in a continuous-flow anaerobic/oxic reactor through bio-augmentation ［J］. Bioresource Technology， 2013，139：375-378.

［13］Yoon S S， Coakley R， Lau G W， et al.Anaerobic killing of mucoid Pseudomonas aeruginosa by acidified nitrite derivatives under cystic fibrosis airway conditions ［J］. Journal of Clinical Investigation， 2006，116（2）：436-446.

［14］H V Malling. History of the science of mutagenesis from a personal perspective ［J］. Environmental and molecular mutagenesis， 2004，44（5）：372-386.

［15］Pan Y T， Ni B J， Bond P L， et al. Electron competition among nitrogen oxides reduction during methanol-utilizing denitrification in wastewater treatment ［J］. Water Research， 2013，47（10）：3273-3281.

Free nitrous acid pretreatment enhances performance of waste activated sludge anoxic fermentation and denitrification system.

WEI Yan， WANG Shu-ying*， MA Bin， PENG Yong-zhen （Beijing Key Laboratory of Water Quality Science and Water Environment Recovery， Beijing University of Technology， Beijing 100124， China）. China Environmental Science， 2015，35（3）：742～747

This study investigated the impact of FNA-based pretreatment on sludge disintegration and waste activated sludge anoxic fermentation and denitrification process.The results showed that the amount and rates of soluble chemical oxygen demand （SCOD） production increased with the increasing FNA concentrations （0，0.68， 1.35 and 2.03 mgN/L）during FNA-based pretreatment process， of which SCOD production rate were 0.66， 1.70， 2.13 and 2.70mg/（VSS·h），respectively. Furthermore， the percentages of biocidal cells accounting for the total cells of waste activated sludge increased from 41% to 80 % . For the waste activated sludge anoxic fermentation and denitrification system， FNA-based pretreatment could not only made the SCOD production and sludge reduction performance increase by 49% and 41%，respectively， but also an increase of denitrifying capacity of this system by 40% was achieved. In addition， FNA-based pretreatment successfully reduce the percentage of N2O accounting for the reduced NO2-by 58%.

free nitrous acid；waste activated sludge；pretreatment；fermentation；denitrification

X703.1

A

1000-6923（2015）03-0742-06

委 燕（1989-），女，北京工業(yè)大學(xué)碩士研究生，主要從事污水生物脫氮除磷N2O的釋放與控制研究.發(fā)表論文4篇.

2014-07-10

國(guó)家自然科學(xué)基金（51178008）；科研基地建設(shè)-科技創(chuàng)新平臺(tái)

* 責(zé)任作者， 教授， wsy@bjut.edu.cn.