馬雪雨,唐玉朝*,蔡麗麗,伍昌年,薛莉娉,黃顯懷,劉 俊,宋永蓮

(1.安徽建筑大學(xué)環(huán)境污染控制與廢棄物資源化利用安徽省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,安徽 合肥 230601;2.安徽中環(huán)環(huán)保科技股份有限公司,安徽 合肥 230071)

活性污泥系統(tǒng)被用于處理多種廢水,其中90%以上的城市污水處理廠將其作為處理過(guò)程的核心部分[1],污水處理過(guò)程中產(chǎn)生大量的剩余活性污泥(WAS),其成分復(fù)雜、難以降解、易對(duì)生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生二次污染,而且剩余活性污泥處理處置的成本較高,其約占廢水處理操作總成本的50%[2]。據(jù)統(tǒng)計(jì),截至2020年底,我國(guó)城鎮(zhèn)污水處理廠剩余活性污泥的年產(chǎn)量已超過(guò)6 000余萬(wàn)噸[3]。同時(shí),在污水處理過(guò)程中存在碳源不足而導(dǎo)致脫氮除磷效果下降的問(wèn)題[4],需要額外投加碳源,這樣會(huì)進(jìn)一步增加污水處理廠的運(yùn)行成本,而且外部碳源的投加可能會(huì)進(jìn)一步增加剩余活性污泥的產(chǎn)量。由于剩余活性污泥細(xì)胞中含有大量的溶解性有機(jī)碳源,具有優(yōu)異的潛在利用價(jià)值[5],因此通過(guò)污泥預(yù)處理技術(shù)對(duì)活性污泥細(xì)胞中的有機(jī)碳源進(jìn)行回收利用可同時(shí)解決上述兩個(gè)問(wèn)題。

目前,剩余活性污泥預(yù)處理技術(shù)主要是熱處理[6]、堿水解[7]、超聲波[8]、臭氧氧化破解[9]或多種技術(shù)的聯(lián)合處理[10],其中熱堿預(yù)處理是相對(duì)經(jīng)濟(jì)、高效且易于操作的方法[11-12]。代勤等[13]研究表明,對(duì)剩余活性污泥進(jìn)行熱處理和熱堿處理均能大量釋放溶解性有機(jī)物,熱處理和熱堿處理后溶解性化學(xué)需氧量(SCOD)分別顯著增加了21.9倍和47.8倍,兩種預(yù)處理主要對(duì)蛋白質(zhì)進(jìn)行水解,且熱堿處理效果更加明顯;劉博文等[14]研究發(fā)現(xiàn),熱堿-EDTA耦合法相比熱堿法破解污泥效果好,SCOD、多糖、蛋白質(zhì)、總氮(TN)、總磷(TP)溶出率分別提高了14.7%、3.6%、25.9%、5.6%、9.9%,污泥殘?jiān)锌倱]發(fā)性固體(VS)的含量與熱堿法相比減少了7.75%;嚴(yán)媛媛等[15]以高含固率(10%)、低有機(jī)質(zhì)含量(VS/TS值<0.5)的污泥為研究對(duì)象,研究發(fā)現(xiàn)在經(jīng)pH值為11、溫度為120 ℃加熱處理30 min后,COD溶出率和對(duì)SS的去除率均達(dá)到最大,分別為54.1%和11.6%,沼氣產(chǎn)率較空白組提高了41.5%。以上研究結(jié)果表明,熱堿法破解剩余活性污泥能夠高效釋放碳源,且具有優(yōu)越的技術(shù)性能。

剩余活性污泥常規(guī)熱處理采用的加熱溫度較高,一般達(dá)到150～200 ℃,該操作條件對(duì)設(shè)備要求高,且容易產(chǎn)生難降解或有毒有機(jī)物[16-17],如多氯聯(lián)苯、揮發(fā)性芳香烴和多環(huán)芳烴等[18],具有一定的致癌性和遺傳毒性效應(yīng),在污泥資源化利用中將會(huì)引起衛(wèi)生和安全問(wèn)題,對(duì)環(huán)境和人體將造成不可逆的損壞。而低熱(加熱溫度小于100 ℃)處理可避免這些問(wèn)題,但低熱處理反應(yīng)速率偏低,導(dǎo)致工程費(fèi)用過(guò)高。由于加熱和堿處理都是剩余活性污泥處理非常有效的方法,在低熱的條件下采用較高的堿投加量,同樣能夠獲得非常高效的處理效果。然而迄今為止,采用低熱與較高濃度堿聯(lián)合處理城市剩余活性污泥的研究報(bào)道還很少。而單純?cè)黾訅A濃度勢(shì)必會(huì)造成成本增加,故本研究采用低熱(加熱溫度為70～90 ℃)-NaOH(濃度為3.0～4.0 g/L)聯(lián)合方法處理破解濃縮后的剩余活性污泥(濃縮后的剩余活性污泥濃度約為60 g/L),考察不同影響因素(NaOH投加量、加熱溫度、反應(yīng)時(shí)間)對(duì)剩余活性污泥破解效果的影響,并進(jìn)一步探索在最優(yōu)破解條件下破解液代替外加碳源在反硝化過(guò)程中的脫氮效果及污泥減量化,以期對(duì)低溫?zé)釅A法預(yù)處理剩余活性污泥提供技術(shù)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

1.1.1 污泥來(lái)源及特性

本試驗(yàn)污泥來(lái)自合肥市某污水處理廠回流污泥,通過(guò)對(duì)其進(jìn)行抽濾,使其含固率達(dá)到6%±0.2%,此濃縮污泥作為初始污泥,在4 ℃冷柜中保存,其理化特性見(jiàn)表1。

表1 濃縮污泥理化特性

1.1.2 試驗(yàn)試劑

試驗(yàn)所用試劑有NaOH、濃硫酸、葡萄糖、重鉻酸鉀、鄰苯二甲酸氫鉀、過(guò)硫酸鉀,以上試劑均為分析純,牛血清蛋白為生化試劑。試驗(yàn)所用水均為去離子水(實(shí)驗(yàn)室純水系統(tǒng)Smart-Q15,上海和泰儀器有限公司)。

1.1.3 分析方法

1.2 污泥預(yù)處理試驗(yàn)

1) 不同NaOH投加量:先取6個(gè)500 mL燒杯,各自先加入200 mL初始污泥,再分別加入濃度為0、1、2、3、4、5 g/L的NaOH;然后將燒杯放入水浴鍋加熱至90 ℃并反應(yīng)12 h后取樣,取30 mL破解污泥放入低速離心機(jī),在3 000 r/min轉(zhuǎn)速下離心15 min;最后取上清液,用0.45 μm濾膜過(guò)濾后測(cè)定各項(xiàng)指標(biāo),并確定最佳NaOH投加量。

2) 不同加熱溫度:NaOH投加量設(shè)置為3.0 g/L,將燒杯放入加熱水浴鍋分別加熱至18、30、60、90 ℃,反應(yīng)12 h后取樣,測(cè)試各項(xiàng)指標(biāo),并確定最佳加熱溫度。

3) 不同時(shí)間:NaOH投加量設(shè)置為3.0 g/L,將燒杯放入水浴鍋加熱至90 ℃,按照設(shè)定時(shí)間(3、6、12、18、24、36 h)快速取樣測(cè)試各項(xiàng)指標(biāo),并確定最佳破解時(shí)間。

4) 污泥減量化試驗(yàn):取初始污泥200 mL放入燒杯中,加入NaOH 3 g/L,加熱至70 ℃進(jìn)行污泥破解,按照設(shè)定時(shí)間(0、3、6、12、18、24、30 h)快速取樣,剩余活性污泥固體殘?jiān)?jīng)過(guò)烘干、灼燒后稱重得到TSS和VSS進(jìn)行污泥減量化分析。

其中,TSS去除率作為污泥破解程度的衡量標(biāo)準(zhǔn),其計(jì)算公式為

(1)

式中:TSS0為初始污泥的總懸浮固體干重(g);TSS為污泥預(yù)處理后污泥固相殘?jiān)械目倯腋」腆w干重(g)。

其中,VSS殘留率作為污泥中有機(jī)質(zhì)破解程度的衡量標(biāo)準(zhǔn),VSS去除率作為初始污泥中有機(jī)質(zhì)資源化利用的衡量標(biāo)準(zhǔn),其計(jì)算公式分別如下:

(2)

(3)

式中:TSS為污泥預(yù)處理后污泥固相殘?jiān)械目倯腋」腆w干重(g);VSS0為初始污泥的總可揮發(fā)性懸浮物干重(g);VSS為污泥預(yù)處理后固相殘?jiān)械目偪蓳]發(fā)性懸浮物干重(g)。

1.3 污泥反硝化試驗(yàn)

2 結(jié)果與分析

2.1 不同種類堿對(duì)剩余活性污泥破解的影響

為了研究不同種類堿對(duì)剩余活性污泥破解程度的影響,分別加入4 g/L氫氧化鈉(NaOH)、氧化鈣(CaO)、碳酸鈉(Na2CO3)和碳酸氫鈉(NaHCO3),測(cè)試剩余活性污泥上清液中SCOD濃度的變化,如圖1所示。

圖1 不同堿對(duì)剩余活性污泥上清液中SCOD濃度的影響Fig.1 Effects of different bases on the concentration of SCOD in the residual activated sludge supernatant

由圖1可以看出:

1) 剩余活性污泥在NaOH作用下,污泥破解效果顯著且破解速率明顯高于其他堿。分析其原因主要是:NaOH為強(qiáng)堿,水中OH-離子濃度高于其他堿(pH值最高),OH-離子可促進(jìn)污泥微生物細(xì)胞發(fā)生溶脹作用[19];此外Na+對(duì)微生物細(xì)胞的溶脹作用也具有一定促進(jìn)效果,可促進(jìn)胞內(nèi)物質(zhì)溶出,使污泥破解效果顯著提高。

2) 當(dāng)NaOH投加量為4.0 g/L,堿處理24 h條件下,剩余活性污泥破解基本完成,污泥上清液中SCOD濃度高達(dá)9.956×103mg/L,增加反應(yīng)時(shí)間,污泥上清液中SCOD濃度基本保持不變;但加入CaO后在相同破解條件下,污泥上清液中SCOD濃度依然緩慢增加。而在加入Na2CO3和NaHCO3反應(yīng)18 h后,污泥上清液中SCOD釋放速率減慢,SCOD濃度基本保持穩(wěn)定。因此,綜合考慮選擇NaOH更為合適。

2.2 剩余活性污泥破解的主要影響因素

2.2.1 NaOH投加量對(duì)剩余活性污泥上清液中有機(jī)物和氮磷濃度的影響

在加熱溫度為90 ℃、反應(yīng)時(shí)間為12 h條件下,不同NaOH投加量對(duì)剩余活性污泥上清液中SCOD、總氮、氨氮、硝酸鹽氮和總磷濃度的影響,如圖2所示。

圖2 不同NaOH投加量對(duì)剩余活性污泥上清液中SCOD和氮磷濃度的影響Fig.2 Effects of different NaOH dosages on the concen-trations of SCOD and nitrogen and phosphorus in the residual activated sludge supernatant

由圖2(a)可知:剩余活性污泥上清液SCOD濃度隨NaOH投加量增加而增加后趨于穩(wěn)定;污泥在單獨(dú)熱處理?xiàng)l件下,上清液中SCOD濃度為6.985×103mg/L,其溶出率僅為19.2%,此時(shí)主要是破壞了污泥中EPS和微生物細(xì)胞。盛廣宏等[20]研究表明僅依靠單熱作用下無(wú)法達(dá)到理想的效果,需與其他方法聯(lián)合破解污泥。當(dāng)NaOH投加量為3.0 g/L時(shí),污泥上清液中SCOD濃度達(dá)到1.637×104mg/L,其溶出率為47.2%,與單熱處理相比,SCOD溶出率提高了27.9%,由此可知加熱-NaOH聯(lián)合處理破解污泥效果高于單熱處理。繼續(xù)增加NaOH投加量,污泥上清液中有機(jī)物濃度基本不再增加,達(dá)到釋放的極限。分析其原因主要是投加3 g/L NaOH會(huì)使得污泥pH值從初始污泥的6.69±0.14增加到11.15±0.25,且OH-會(huì)削弱污泥細(xì)胞壁并破壞部分絮狀結(jié)構(gòu)[21],從而使污泥中胞內(nèi)物質(zhì)更易溶出,導(dǎo)致污泥上清液中SCOD濃度增加,但堿對(duì)污泥細(xì)胞碎片破壞有限,使污泥上清液中有機(jī)物濃度增加到極值時(shí)不再增加[22]。而竇川川等[23]用堿水解法破解剩余活性污泥,在pH值大于11后,污泥上清液中SCOD濃度仍有大幅度提高,其溶出率也隨之增加,說(shuō)明低溫?zé)峤夥ㄆ平馕勰嗟男Ч麅?yōu)異。

由圖2(b)分析可知:TN、TP、氨氮和硝酸鹽氮濃度均隨著NaOH投加量增加而增加后趨于穩(wěn)定;當(dāng)NaOH投加量為3 g/L時(shí),污泥上清液中總氮、總磷、氨氮和硝酸鹽氮濃度分別為721、615、302、361 mg/L,是初始污泥的14.9、166.2、7.8、138.1倍,分析其原因主要是低熱聯(lián)合堿處理作用下,污泥中EPS和微生物細(xì)胞被破壞,EPS主要成分是蛋白質(zhì)和多糖,EPS中有機(jī)質(zhì)溶出,蛋白質(zhì)隨之增多,蛋白質(zhì)被水解生成氨氮,且污泥細(xì)胞壁破裂導(dǎo)致磷增多,同時(shí)釋放出有關(guān)消化作用的酶,使氨氮在消化作用下轉(zhuǎn)化成硝酸鹽氮;繼續(xù)增加NaOH的投加量,污泥上清液中TN、TP、氨氮和硝酸鹽氮濃度基本保持不變,與污泥上清液中SCOD濃度變化趨勢(shì)一致,說(shuō)明污泥中的蛋白質(zhì)、多糖等類有機(jī)質(zhì)已經(jīng)徹底消解。

基于以上分析,選擇NaOH的最佳投加量為3.0 g/L進(jìn)行后續(xù)試驗(yàn)。

2.2.2 加熱溫度對(duì)剩余活性污泥上清液中有機(jī)物和氮磷濃度的影響

在NaOH投加量為3.0 g/L、反應(yīng)時(shí)間為12 h條件下,不同加熱溫度對(duì)剩余活性污泥上清液中SCOD和氮磷濃度的影響,如圖3所示。

圖3 不同加熱溫度對(duì)剩余活性污泥上清液中SCOD和氮磷濃度的影響Fig.3 Effects of heating temperature on SCOD and nitrogen and phosphorus concentrations in the residual activated sludge supernatant

由圖3(a)可知:在相同條件下,隨著加熱溫度的升高,污泥上清液中SCOD濃度也隨之增加;在單堿作用下,污泥上清液中SCOD濃度為5.278×103mg/L,其溶出率為14.3%,此時(shí)主要是破壞微生物細(xì)胞壁,且堿與細(xì)胞膜中的脂質(zhì)發(fā)生皂化反應(yīng),在高pH值下誘導(dǎo)細(xì)胞漲膨,促進(jìn)細(xì)胞內(nèi)有機(jī)質(zhì)的釋放以進(jìn)行水解反應(yīng)[24],與單熱作用相比,SCOD溶出率降低了4.9%;在加熱溫度提高至70 ℃時(shí),污泥上清液中SCOD濃度增長(zhǎng)速度明顯提高,污泥上清液中SCOD濃度增加了9.905×103mg/L;加熱溫度繼續(xù)提高至90 ℃,反應(yīng)速率減慢,污泥上清液中SCOD濃度僅增加了1.685×103mg/L。

由圖3(b)可知:污泥上清液中總氮、氨氮和硝酸鹽氮濃度隨加熱溫度的升高而增加后輕微減小,但總磷濃度隨加熱溫度的升高而增加;加熱溫度升高至70 ℃,污泥上清液中總氮、氨氮和硝酸鹽氮濃度分別為749、334、387 mg/L;繼續(xù)升高加熱溫度到90 ℃,污泥上清液中氨氮濃度減小,分析原因主要是因?yàn)榧訜釡囟冗^(guò)高,容易使氨氮揮發(fā),且污泥中相關(guān)硝化作用的酶活性減弱,導(dǎo)致硝酸鹽氮濃度也略微降低。

2.2.3 反應(yīng)時(shí)間對(duì)剩余活性污泥上清液中有機(jī)物濃度的影響

在NaOH投加量為3.0 g/L、加熱溫度為70 ℃條件下,不同反應(yīng)時(shí)間對(duì)剩余活性污泥上清液中SCOD、氮磷濃度的影響,如圖4所示。

圖4 不同反應(yīng)時(shí)間對(duì)剩余活性污泥上清液中SCOD和氮磷濃度的影響Fig.4 Effect of different reaction time on SCOD and nitrogen and phosphorus concentrations in the residual activated sludge supernatant

由圖4(a)可知:反應(yīng)時(shí)間不超過(guò)24 h時(shí),污泥上清液中SCOD濃度持續(xù)增長(zhǎng),此時(shí)污泥上清液中SCOD濃度為1.829×104mg/L,其溶出率達(dá)到51.93%;當(dāng)破解時(shí)間大于24 h后,污泥上清液中SCOD濃度增長(zhǎng)速率逐漸趨于極限值。分析原因主要是污泥破解后細(xì)胞膜、細(xì)胞壁等形成大量碎片(破解液呈現(xiàn)黃褐色渾濁狀態(tài)),顆粒的有機(jī)質(zhì)結(jié)構(gòu)十分穩(wěn)定,很難在本試驗(yàn)條件下進(jìn)一步被分解[25]。如何能夠?qū)⑦@部分有機(jī)質(zhì)有效分解轉(zhuǎn)化,有待于進(jìn)一步研究。

由圖4(b)可知:污泥上清液中總氮、總磷、氨氮和硝酸鹽氮濃度隨著反應(yīng)時(shí)間的增加而增加后趨于穩(wěn)定;反應(yīng)時(shí)間為24 h時(shí),污泥達(dá)到最大污泥破解量,與污泥上清液中SCOD濃度變化趨勢(shì)一致,繼續(xù)延長(zhǎng)反應(yīng)時(shí)間,會(huì)造成浪費(fèi),此時(shí)污泥上清液中總氮、氨氮、硝酸鹽氮和總磷濃度分別達(dá)到943、419、487、204 mg/L。

綜上所述,選擇最佳反應(yīng)時(shí)間為24 h。

2.3 污泥破解前后粒徑變化

為了探尋低溫?zé)釅A對(duì)剩余活性污泥的破解程度,在NaOH投加量為3.0 g/L、加熱溫度70 ℃、反應(yīng)時(shí)間為24 h條件下對(duì)破解前后污泥粒度頻率分布進(jìn)行統(tǒng)計(jì),得到破解前后污泥粒度頻率分布變化曲線,如圖5所示。

圖5 破解前后污泥粒度頻率分布的變化曲線Fig.5 Changes in the distribution of sludge particle size frequency before and after cracking

由圖5可知:初始污泥的粒徑主要分布在1.096～478.63 μm范圍內(nèi),此時(shí)主要是污泥中菌膠團(tuán)和EPS的粒徑分布情況,由激光粒度儀測(cè)出初始污泥D50=30.2 μm;經(jīng)低熱-NaOH聯(lián)合處理破解剩余活性污泥反應(yīng)時(shí)間達(dá)到24 h后,粒度頻率分布的峰值左移,污泥粒徑主要分布在4.365～26.303 μm范圍內(nèi),D50=8.7 μm,與初始污泥相比較,污泥中值粒徑明顯減小了21.5 μm,說(shuō)明低熱-NaOH聯(lián)合處理對(duì)剩余活性污泥中菌膠團(tuán)有顯著的破壞作用;此外,通過(guò)污泥粒度觀察到污泥最佳破解條件下出現(xiàn)了明顯的分峰現(xiàn)象,分析原因?yàn)槠平夂蟮奈勰嗉?xì)胞會(huì)因蛋白質(zhì)、核酸等有機(jī)物與多糖的負(fù)電點(diǎn)位結(jié)合導(dǎo)致重新絮凝[26],此時(shí)在粒徑為0.15 μm附近的大量顆粒,可能是細(xì)胞破裂后釋放的內(nèi)含物和細(xì)胞破解后碎片化形成的顆粒。

2.4 破解前后污泥生物掃描電鏡結(jié)果分析

污泥經(jīng)低溫?zé)釅A處理后微觀形態(tài)的變化,如圖6所示。

圖6 破解前后污泥生物電鏡掃描結(jié)果Fig.6 Bio-EM scan results of sludge before and after cracking

由圖6可知:破解前污泥聚集密度明顯大于破解后,此時(shí)污泥微生物細(xì)胞被包裹在EPS中,形成污泥中體積較大的菌膠團(tuán)[圖6(a)];經(jīng)低熱-NaOH聯(lián)合處理破解剩余活性污泥24 h后,觀察發(fā)現(xiàn)污泥細(xì)胞變小且分散,污泥破解成了微米級(jí)別的污泥破片,同時(shí)局部出現(xiàn)污泥聚集的現(xiàn)象,分析原因,認(rèn)為主要是因?yàn)榈蜔?NaOH聯(lián)合處理破壞污泥細(xì)胞絮體結(jié)構(gòu),使胞內(nèi)外大分子有機(jī)物水解成可溶性小分子有機(jī)物,導(dǎo)致污泥細(xì)胞變小,同時(shí)水浴溫度的升高促進(jìn)陰離子基團(tuán)電離,使得污泥絮體表面帶有負(fù)電荷,胞內(nèi)溶出物(如蛋白質(zhì)、核酸等)釋放到液相中可以與細(xì)菌、多糖的負(fù)電點(diǎn)位結(jié)合,從而在70℃條件下有利于污泥聚集[27],導(dǎo)致局部污泥聚集的現(xiàn)象。這也印證了污泥破解后粒度的分布情況,即低熱-NaOH聯(lián)合處理對(duì)污泥微生物細(xì)胞具有顯著的破解作用,且在破解完成后,胞內(nèi)溶出物與污泥碎片發(fā)生重新絮凝的現(xiàn)象。

綜合上述分析,低熱-NaOH聯(lián)合處理對(duì)剩余污泥的破解效果明顯。

2.5 熱堿對(duì)剩余活性污泥減量化的影響

本文通過(guò)剩余活性污泥破解前后污泥固體殘?jiān)蠺SS和VSS的變化情況來(lái)分析污泥減量化的效果,其結(jié)果見(jiàn)圖7。

圖7 最佳反應(yīng)條件反應(yīng)下污泥固相中TSS、VSS和無(wú)機(jī)物含量的變化曲線Fig.7 Variation curves of TSS、VSS and inorganic substance content in the solid phase of sludge under optimal reaction conditions

由圖7可知:污泥固體殘?jiān)蠺SS隨著反應(yīng)時(shí)間的增加而顯著減小,污泥破解24 h后,固體殘?jiān)蠺SS含量由61.70 g/L下降至29.25 g/L,繼續(xù)反應(yīng),污泥固體殘?jiān)蠺SS含量基本穩(wěn)定不變;在最佳污泥破解條件下,最佳反應(yīng)時(shí)間為24 h時(shí),VSS含量由31.95 g/L下降至6.95 g/L,污泥中揮發(fā)性懸浮有機(jī)質(zhì)去除率達(dá)到78.2%,分析其原因主要是因?yàn)樵诘蜏責(zé)釅A作用下,剩余活性污泥絮體結(jié)構(gòu)被破壞,且OH-使污泥EPS和細(xì)胞壁發(fā)生水解,致使污泥內(nèi)外細(xì)胞不平衡,同時(shí)堿與脂類發(fā)生皂化反應(yīng),更容易使污泥中EPS和細(xì)胞結(jié)構(gòu)被破壞導(dǎo)致細(xì)胞內(nèi)有機(jī)物質(zhì)溶出;繼續(xù)反應(yīng),VSS含量基本保持不變,與TSS的變化趨勢(shì)基本一樣,污泥中殘留的有機(jī)質(zhì)可能是纖維素類有機(jī)質(zhì)[28-30],但纖維素類有機(jī)質(zhì)在本試驗(yàn)條件下不能進(jìn)一步分解,導(dǎo)致污泥上清液中SCOD和氮磷濃度不再增加,這也印證了NaOH投加量對(duì)污泥上清液中SCOD和氮磷濃度影響的變化趨勢(shì);而污泥固體殘?jiān)袩o(wú)機(jī)物含量由30.25 g/L緩慢下降至22.35 g/L,主要原因?yàn)槲勰啾黄平夂?胞內(nèi)無(wú)機(jī)物也會(huì)隨之溶出,導(dǎo)致無(wú)機(jī)物也會(huì)有微弱的減少,無(wú)機(jī)物的質(zhì)量損失可能是氫氧化鈉的腐蝕作用導(dǎo)致一部分無(wú)機(jī)物形成溶解性鹽[31]。

基于以上分析可見(jiàn),在低溫?zé)釅A作用下,剩余活性污泥減量化效果十分顯著。

2.6 污泥反硝化試驗(yàn)結(jié)果分析

為了探尋污泥破解液中碳源的可利用性,將污泥破解液作為額外碳源加入反硝化試驗(yàn)中,并控制進(jìn)水中以污泥破解液為碳源的COD與TN濃度之比為7.2±0.15,進(jìn)而確定脫氮效果,其結(jié)果如圖8所示。

圖8 反硝化反應(yīng)中COD、TN濃度變化Fig.8 Changes in COD and TN concentrations in denitrification reactions

由圖8可知:COD濃度隨著反硝化反應(yīng)的進(jìn)行而逐漸降低,外加碳源被消耗,反硝化反應(yīng)1 h時(shí)COD濃度下降至1.126×103mg/L,其去除率達(dá)到69.3%,繼續(xù)反應(yīng)5 h,反硝化反應(yīng)速率減慢,COD去除率僅提高了14.1%,再繼續(xù)延長(zhǎng)反應(yīng)時(shí)間對(duì)COD濃度的影響極小,COD濃度趨于穩(wěn)定;TN濃度隨著反硝化反應(yīng)的進(jìn)行而減小,TN去除率增加,反硝化反應(yīng)1 h時(shí),其去除率為46.27%,繼續(xù)反硝化反應(yīng)5 h,TN去除率僅增加16.68%,再繼續(xù)反應(yīng)TN濃度基本不變。分析其原因主要是因?yàn)槲勰嗥平庖鹤鳛轭~外碳源加入反硝化試驗(yàn)中,會(huì)導(dǎo)致反硝化反應(yīng)器中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)增加,隨著反硝化反應(yīng)的進(jìn)行,外加碳源逐漸被消耗,COD濃度逐漸減弱后趨于穩(wěn)定,污水中的有機(jī)氮和氨氮被轉(zhuǎn)化為氮?dú)?TN濃度減小后基本不變。Zhang等[32]研究發(fā)現(xiàn)Ca(OH)2處理后7～16 d,將污泥破解液放入?yún)捬跸磻?yīng)器中,HSAD工藝速率加快,當(dāng)Ca(OH)2量高于0.04 g/g-TS時(shí),沼氣產(chǎn)量增加了22.9%～34.8%。大多數(shù)研究表明,使用分解的污泥破解液作為碳源可提高除氮效果[33-34]。綜上所述,低熱-NaOH聯(lián)合處理破解污泥所產(chǎn)生的破解液中的碳源擁有顯著的反硝化效果,表明重復(fù)利用污泥破解液中的碳源具有可行性。

3 結(jié) 論

1) SCOD溶出率隨NaOH投加量、加熱溫度和反應(yīng)時(shí)間的增加而增大,但NaOH投加量、加熱溫度和反應(yīng)時(shí)間增加到一定值后,SCOD溶出率基本趨于穩(wěn)定。當(dāng)NaOH投加量為3 g/L、加熱溫度為70 ℃、反應(yīng)時(shí)間為24 h時(shí)剩余活性污泥的破解效果最佳,污泥上清液中SCOD濃度可達(dá)1.829×104mg/L,總氮、氨氮、硝酸鹽氮和總磷濃度分別達(dá)到943、419、487、204 mg/L。

2) 通過(guò)污泥破解前后粒度分析,破解前后污泥中值粒度D50分別為30.2 μm和8.7 μm,污泥粒徑顯著減小了21.5 μm,并產(chǎn)生了粒徑0.15 μm左右超細(xì)有機(jī)顆粒。破解前后生物掃描電鏡結(jié)果顯示污泥絮體和微生物細(xì)胞被破壞。

3) 在反硝化試驗(yàn)中,以污泥破解液為碳源控制進(jìn)水中COD/TN=7.2±0.15,當(dāng)反硝化反應(yīng)器穩(wěn)定后TN的去除率為60.1%,COD利用率為83.4%,說(shuō)明經(jīng)過(guò)預(yù)處理后污泥破解液中碳源可作為反硝化碳源使用。污泥破解前后固體殘?jiān)蠺SS含量由61.70 g/L下降至29.25 g/L,VSS含量由31.95 g/L下降至6.95 g/L,污泥減量化效果顯著?？梢?jiàn),低熱-NaOH聯(lián)合處理剩余活性污泥可在較高的經(jīng)濟(jì)效益下實(shí)現(xiàn)污泥減量化和資源化的目標(biāo)。