城市污水處理植物的進水碳源不足，導(dǎo)致脫氮效率低，是普遍存在的問題。目前，解決這一問題的主要方法之一是添加一些碳源，如甲醇和乙酸鈉。添加的部分碳源也有毒性，藥物成本高。如何以較低的成本提高脫氮效率是低碳氮比污水生物脫氮中亟待解決的問題。因此，尋找合適的外加碳源成為目前的熱點。水解酸化是將污泥中大分子有機物分解為小分子有機物，獲得揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)的過程。揮發(fā)性脂肪酸中的乙酸和丙酸是強化生物反硝化的良好碳源，其反硝化速率高于甲醇和乙醇。

超磁分離凈水工藝是近年來發(fā)展起來的一種物化水處理技術(shù)。磁分離技術(shù)借助外加磁場強化固液分離效率，處理效率比生物吸附技術(shù)高，能耗比膜分離技術(shù)低。它可以彌補現(xiàn)有碳源濃縮技術(shù)各自的不足，滿足節(jié)能降耗的要求。能快速有效地去除生活污水中的大部分有機物，COD的分離去除率在75%左右，SCOD在60%以上，TP近90%。本研究所用的超磁分離設(shè)備的進水是生化處理前的污水，所以超磁分離污泥與初沉污泥相似。初沉污泥含有大量有機物，是良好的發(fā)酵基質(zhì)。目前，國內(nèi)外關(guān)于初沉污泥、剩余污泥及其混合污泥水解產(chǎn)酸的研究報道較多。然而，對超順磁分離污泥和剩余污泥協(xié)同水解酸化的研究尚不多見。根據(jù)現(xiàn)有研究，在30℃不調(diào)節(jié)pH的反應(yīng)條件下，既能為生化系統(tǒng)提供更多的SCOD，又能避免系統(tǒng)過多的N、P負荷。

本研究在溫度保持在30℃不調(diào)節(jié)pH值的條件下，選取兩種超級磁分離污泥(R1、R2)和剩余污泥(W1、W2)，以R1、W1為一組，R2、W2為另一組，對三種不同類型的污泥進行了水解酸化對比研究。 其中混合污泥為超磁分離污泥和剩余污泥以不同比例混合(5)探索污泥性質(zhì)對水解酸化及酸化產(chǎn)物成分的影響，為污水處理廠通過污泥產(chǎn)酸發(fā)酵獲取碳源和選擇污泥類型提供參考。

一.材料和方法

1.1實驗原材料

R1和W1分別為污水處理廠停產(chǎn)前含水率為80%的超級磁選污泥和脫水污泥；R2和W2分別是污水處理裝置停運后的超級磁分離污泥和強化生物除磷(EBPR)中試工藝二沉池的剩余污泥。R1所用污水取自東壩污水處理廠細格柵，R2所用污水取自污水處理廠進水井(粗格柵前)。實驗前，W1用蒸餾水稀釋，W2在4℃濃縮24h，然后排出上清液。以獲得類似于超磁分離污泥的揮發(fā)性固體(VSS)。實驗前，將1天內(nèi)不同時期的污泥混合接種。四種污泥特性的結(jié)果(至少三次重復(fù)測量后的平均值)如表1所示。R1、W1、R2和W2的初始pH值分別為7.55、7.68、6.85和6.91，含水量分別為0.9847、0.9822、0.9683和0.9772。劑量比如表2所示。1號~ 7號的投加比例以剩余污泥的體積和VSS為依據(jù)，其中1號為超磁分離污泥，7號為剩余污泥，2號& # 12316；6號投加不同比例的剩余污泥。

1.2實驗設(shè)備和方法

在恒溫培養(yǎng)箱中進行了超磁分離污泥水解酸化的間歇實驗。實驗裝置如圖1所示。使用七個2L反應(yīng)器，接種污泥的體積為1.8L。在實驗開始前，暴露氮氣3min以驅(qū)除反應(yīng)器中的氧氣，然后用橡膠塞將其密封。膠塞上開有兩個孔，即氮氣袋和取樣口。用磁力攪拌器攪拌反應(yīng)器。

1.3分析方法

這項研究是在第一個東壩污水處理工廠的現(xiàn)場進行的，每天早上和晚上取反應(yīng)器的流出物來測量有關(guān)指標(biāo)。由于水解消化后污泥的脫水性能變差，在測定各項指標(biāo)前必須對樣品進行預(yù)處理。預(yù)處理主要包括兩個過程:離心和過濾。使用100毫升離心管，并將轉(zhuǎn)速設(shè)置為5000轉(zhuǎn)。Min-1，離心45min。然后用0.45μm微孔濾膜過濾上清液，除去上清液中的小顆粒，避免堵塞測量儀器，保證測量精度。

分析了文獻中常用的方法，包括重鉻酸鉀法測定總有機碳和SCOD、紫外分光光度法測定總氮、鉬酸銨氧化法測定總磷、鉬酸銨分光光度法測定SOP、納氏試劑分光光度法測定NH4+-N、重量法測定VSS和SS。用pH HACHHQ40d測試儀測量。VFAs用metrohm 883離子色譜儀測定。

二。結(jié)果和討論

2.1污泥水解產(chǎn)生的SCOD變化

污泥的水解可以用SCOD來代表。兩種剩余污泥在不同接種比例下對超級磁分離污泥水解酸化的影響如圖2所示。從圖2(a)和圖2(b)可以看出，兩種超級磁選污泥(R2 R1)自然水解產(chǎn)生的SCOD在第4天達到峰值，為1118.68mg & # 8226；分別是。L-1和2063.50毫克& # 8226；L-1，雖然兩者水解得到的SCOD不同，但從圖2(c)可以看出，SCOD/VSS的變化規(guī)律是相同的，第4天取較高值為110mg & # 8226；G1 .說明兩種超順磁分離后污泥水解和產(chǎn)酸的效果基本相同。

剩余污泥(W1，W2)自然水解產(chǎn)生的SCOD在第7天達到峰值，為1599.88mg & # 8226；L-1和4954.80mg & # 8226L-1 .從圖2(a)可以看出，2號和3號的SCOD值都出現(xiàn)在第4天，分別為1196.80mg & # 8226；L-1和1248.40毫克& # 8226；L-1和4號的SCOD出現(xiàn)在第5天，為1262.57mg & # 8226；L-1、5號、6號和7號的較大SCOD值均出現(xiàn)在第7天，分別為1443.68、1493.96和1599.88mg & # 8226；L-1 .隨著剩余污泥比例的增加，不僅SCOD沉淀量增加，而且達到較大值的時間延長。與R1和W1的水解不同，從圖2(b)可以看出，2 & # 12316；7號的SCOD在第7天，隨接種比例的增加而增加，分別為2435.30、2622.70、2668.80、3151.00、3423.20和4954.80 mg•。L-1 .這與蘇高強等人的研究結(jié)果相似。

W1和W2之間的SCOD產(chǎn)量差異如此之大。推測原因如下:一方面，W1是脫水后的污泥，聚丙烯酰胺(PAM)的存在增加了分子的聚集，從而減少了發(fā)酵微生物與消化底物的接觸，從而減少了SCOD的產(chǎn)生；另一方面，W2是一個穩(wěn)定的EBPR系統(tǒng)，污泥中微生物的含量大于W1。水解酸化細菌可以破壞污泥中微生物的細胞壁，從而促進細胞內(nèi)容物的釋放。

2.2污泥產(chǎn)酸效果分析

水解過程中產(chǎn)生的揮發(fā)性脂肪酸主要被產(chǎn)酸菌吸收和轉(zhuǎn)化。發(fā)現(xiàn)三種污泥產(chǎn)生的酸主要是乙酸、丙酸、正丁酸、異丁酸和正戊酸，乘以相應(yīng)的系數(shù)換算成COD，然后相加。揮發(fā)性有機酸實驗中，R1和W1對它們的總和進行了分析。污泥水解過程中VFAs的形成如圖3所示。從圖3可以看出，VFAs的變化規(guī)律與SCOD一致，兩者都呈現(xiàn)出先增加后減少的趨勢。1號(超級磁選污泥)自然水解的VFAs峰值出現(xiàn)在第4天，峰值為353.54mg & # 8226；L-1，與SCOD趨勢相同，混合污泥2 & # 12316；在第4、4、5、7和7天，6號水解液中產(chǎn)生的揮發(fā)性脂肪酸達到較大值，分別為399.98、436.52、449.03、520.05和556.97 mg•。L-1，7(剩余污泥)自然水解產(chǎn)生的VFAs峰值出現(xiàn)在第7天，為477.52mg & # 8226；L-1 .從圖3還可以看出，接種剩余污泥可以增加VFAs的產(chǎn)量，隨著接種剩余污泥的增加，還可以延長VFAs的高峰時間。

在初始階段，污泥中的易降解顆粒首先被水解酸化細菌轉(zhuǎn)化為揮發(fā)性脂肪酸。隨著反應(yīng)的進行，容易降解的物質(zhì)被完全消耗掉，水解酸化菌開始使用難降解的顆粒和大分子物質(zhì)，導(dǎo)致VFAs的生成速度變慢。從圖3可以看出，混合污泥比超磁分離和剩余污泥更容易酸化并產(chǎn)生VFAs。這是因為，一方面，混合污泥吸附了大量膠體和易降解有機物，水解酸化菌可以得到有效利用；另一方面，雖然超磁分離污泥中有機物含量很高，但大部分屬于慢降解碳源；剩余污泥中的有機物主要存在于其胞內(nèi)和胞外聚合物中，如果不進行有效的預(yù)處理，水解酸化菌很難利用。

2.3揮發(fā)性脂肪酸:SCOD和揮發(fā)性脂肪酸成分分析

SCOD向揮發(fā)性脂肪酸的轉(zhuǎn)化率可以直接反映污泥的產(chǎn)酸效果。實驗R1和W1被選擇用于分析。從圖4可以看出，在前4天，混合污泥的VFAS: SCOD逐漸增大，混合污泥的VFAS: SCOD之比始終領(lǐng)先于超磁分離和剩余污泥。1〜7號的揮發(fā)性脂肪酸:SCOD在第4、4、4、5、7和7天分別達到0.316、0.334、0.350、0.360、0.361、0.373和0.299的高值。因此，僅從VFAs:SCOD來看，混合污泥比超級磁選具有更高的產(chǎn)酸優(yōu)勢；此外，剩余污泥接種量的增加也加快了水解酸化的速度，從而加深了酸化程度。

ELEFSINIOTIS等人指出，反硝化作用中首先使用的是乙酸，其次是丁酸(包括異丁酸和正丁酸)和丙酸，最后是戊酸(包括異戊酸和正戊酸)。陳等發(fā)現(xiàn)乙酸和丙酸是除磷的適宜碳源。短期來看，乙酸的除磷效果更好，而長期來看，丙酸的除磷效果比乙酸好?？梢钥闯?，SCFAs的組成對其作為碳源的利用有重要影響。

由于通過超磁分離分離的污泥的SCOD在第4天達到較大值，此時選擇R1和W1進行分析，結(jié)果如圖5所示。實驗中，污泥水解酸化主要產(chǎn)生五種揮發(fā)性脂肪酸，分別是乙酸、丙酸、正丁酸、異丁酸和正戊酸。超磁分離污泥中五種酸的含量為乙酸>:正戊酸>:正丁酸>:異丁酸>:丙酸，而剩余污泥中五種酸的含量為乙酸>:丙酸>:正戊酸>:正丁酸>:異丁酸。隨著混合污泥中剩余污泥比例的增加，丙酸和異丁酸的含量也有不同程度的增加，而正丁酸呈下降趨勢，正戊酸變化不大。從圖5中很容易看出，在各種污泥產(chǎn)生的揮發(fā)性脂肪酸中，乙酸具有明顯的優(yōu)勢。這與蘇高強、劉紹根、吳長生的研究結(jié)果一致。乙酸比例高的主要原因是:一方面水解產(chǎn)物被產(chǎn)酸菌降解為乙酸，碳水化合物和蛋白質(zhì)水解酸化可直接得到乙酸；另一方面，其它有機酸(丙酸、丁酸或戊酸等。)可以在一些胞內(nèi)酶的作用下進一步產(chǎn)生乙酸。

2.4污泥水解過程中N元素的變化

不同比例的剩余污泥對N元素的影響見圖6。超磁分離污泥和剩余污泥中含有大量蛋白質(zhì)，因此在水解酸化過程中，不僅有VFAs、SCOD等有機物溶出，還有N元素釋放出來。本研究主要研究了NH4+-N和TN。在以往的污泥厭氧發(fā)酵研究中，都有不同程度的N釋放。對于R1和W1，從圖6(a)可以看出，三種不同污泥的NH4+-N呈現(xiàn)逐漸增加的趨勢。并且隨著剩余污泥接種量的增加，NH4+-N的增加也更大。在反應(yīng)的第4天，1 & # 12316；7號的增重分別為78.79、85.97、91.11、94.68、97.28、115.32和115.91mg & # 8226；L-1 .

對于R2和W2，從圖6(b)可以看出，三種不同的污泥表現(xiàn)出與R1和W1相同的變化規(guī)律，R1和W1的不同之處在于它們的NH4+-N增加更多。第4天，1號~ 7號的NH4+-N增加量分別為127.34、147.56、153.53、176.34、206.19、244.41和399.83 mg•。L-1 .由于剩余污泥主要由一些活性生物絮體組成，含有較多的蛋白質(zhì)，蛋白質(zhì)水解會釋放出大量的氨氮。

系統(tǒng)中TN主要以NH4+-N的形式存在，從圖6(c)和圖6(d)可以看出，TN與NH4+-N具有相似的變化規(guī)律，剩余污泥接種量的增加也加速了N元素的溶出。如果在反硝化系統(tǒng)中加入含有大量N元素的水解酸化液，必然會增加系統(tǒng)的N負荷。因此，剩余污泥的接種量應(yīng)綜合考慮氮釋放對整個系統(tǒng)后續(xù)脫氮除磷的影響。

2.5污泥水解過程中P元素的變化

在污泥厭氧消化過程中，隨著污泥的解體和細胞破壁，會有大量的磷釋放到水解酸化液中。如果水解酸化液直接作為脫氮除磷的碳源，會增加后續(xù)處理的磷負荷。因此，在此之前，將進行預(yù)處理以部分回收氮和磷。因此，有必要對磷的溶出進行監(jiān)測..

在以往的污泥水解酸化研究中，隨著時間的延長，磷有不同程度的析出。吳長生等人在研究堿預(yù)處理對絮凝污泥水解酸化的影響時發(fā)現(xiàn)，在25℃時，磷酸鹽濃度在480分鐘時達到峰值，達到7.65mg & # 8226L-1在35t時，480min時達到峰值，為15.23mg & # 8226；L-1蘇高強等人發(fā)現(xiàn)混合污泥厭氧發(fā)酵釋放的磷酸鹽量在第6次為120 mg•。L-1。由于超順磁分離在污水處理之前已經(jīng)去除了體系中的大部分磷酸鹽，從而降低了后續(xù)的處理壓力，因此預(yù)計P元素不會從超順磁分離污泥的水解酸化中沉淀出來。

對比兩種超順磁分離污泥(R1，R2)的P釋放情況，從圖7可以看出，TP和SOP的值與初始值變化不大，沒有P的沉淀，推測超順磁分離污泥中存在PAC(聚合氯化鋁)，抑制了磷酸鹽的釋放。比較兩種剩余污泥(W1，W2)的TP，從圖7(b)可以看出，TP的濃度在前5天逐漸升高，在第5天達到峰值，然后逐漸降低。根據(jù)圖7(a)，2 & # 12316；6號TP濃度穩(wěn)定在1 & # 12316；2毫克& # 8226；L-1，且磷無明顯沉淀；從圖7(d)可以看出，TP的濃度在第三天達到峰值，達到385.11 mg。L-1，然后濃度穩(wěn)定在390mg & # 8226；L-1，從圖7(c)可以看出，3天后TP 2 ~ 6的濃度分別穩(wěn)定在4.31、9.61、16.96、32.81、57.50mg & # 8226；L-1左右。兩種剩余污泥的磷釋放存在巨大差異，推測原因如下:W1源東壩污水處理廠采用前端化學(xué)除磷工藝，污泥中P幾乎沒有富集；而W2則取自EBPR某中試二沉池的污泥，其出水可以穩(wěn)定達到北京地標(biāo)的(DB11/890-2012)B限值標(biāo)準(zhǔn)甚至北京地標(biāo)的(DB11/890-2012)A限值標(biāo)準(zhǔn)。因此，二沉池中的污泥富含磷酸鹽，當(dāng)污泥水解酸化時，導(dǎo)致剩余污泥在厭氧條件下產(chǎn)生聚磷菌。從單個P元素的釋放來看，W2明顯不適合接種污泥。

2.6綜合分析

污泥的水解酸化旨在獲得更多可利用的碳源，但同時也有氮的釋放。較高的氮釋放量必然會增加系統(tǒng)的氮負荷，加劇對碳源的競爭，最終降低系統(tǒng)的脫氮效率。因此，污泥水解酸化在獲得更多碳源的同時，應(yīng)盡可能降低總氮釋放量，即可以獲得較高的△SCOD/△TN值。由于超磁分離后污泥水解產(chǎn)生的酸在第4天達到較大值，所以考察了第4天各污泥的△SCOD/△TN值。從圖8(a)可以看出，第4天，3號的△SCOD/△TN值為9.80，此時剩余污泥的添加比例為12.2%。從圖8(b)可以看出，第4天，3號的△SCOD/△TN值為9.86，此時剩余污泥的添加比例為13.6%。可以看出，僅考慮N元素影響時，雖然兩種剩余污泥來源不同，但第4天達到較大值時污泥接種比例相近。考慮剩余污泥對超磁分離污泥水解酸化的影響，發(fā)現(xiàn)當(dāng)剩余污泥接種量W1為12.2%，W2為13.6%時，既能為系統(tǒng)提供更多的SCOD，又能避免過量的氮負荷。

三。結(jié)論

1)兩種超級磁選污泥(R1、R2)自然水解產(chǎn)生的SCOD均在第4天達到峰值，剩余污泥(W1、W2)自然水解產(chǎn)生的SCOD均在第7天達到峰值。隨著剩余污泥接種量的增加，混合污泥中SCOD的量逐漸增加。

2)對R1和W1產(chǎn)酸量的分析表明，剩余污泥接種量的增加促進了混合污泥揮發(fā)性脂肪酸的生成；在污泥產(chǎn)生的各種揮發(fā)性脂肪酸中，乙酸具有明顯的優(yōu)勢，可以促進丙酸的積累。

3)3)VFAs:SCOD值的分析結(jié)果表明，混合污泥相對于超磁分離和剩余污泥具有快速高效產(chǎn)酸的優(yōu)勢，剩余污泥接種量的增加也加快了水解酸化速率，加深了酸化程度，但會延長高峰時間。

4)污泥產(chǎn)酸發(fā)酵的同時，也有N元素的釋放，并且隨著剩余污泥接種量的增加，N元素的釋放更加明顯；與兩種剩余污泥(W1、W2)相比，作為接種污泥的W1沒有明顯的P釋放，而作為接種污泥的W2伴隨著明顯的P釋放

5)考慮剩余污泥對超磁分離污泥水解酸化的影響，發(fā)現(xiàn)當(dāng)剩余污泥接種量W1為12.2%，W2為13.6%時，既能為系統(tǒng)提供更多的SCOD，又能避免過量的氮負荷。(來源:北京首都總公司；青島大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程)

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