超磁分离污泥与剩余污泥协同水解酸化

摘要：以超磁分离污泥为研究对象，以两种不同的剩余污泥为接种污泥，保持温度30，讨论了剩余污泥对超磁分离污泥厌氧水解酸化产物和产量的影响。结果表明，随着剩余污泥接种量的增加，混合污泥SCOD沉淀量也在逐渐增加；与优质污泥相比，混合污泥具有快速高效的产酸优势。随着剩余污泥接种量的增加，水解酸化速度加快，酸化程度加深，但较大值延长。随着剩余污泥接种量的增加，当污泥产酸发酵获得内碳源时，仍有N元素释放。随着剩余污泥接种量的增加，当污泥产酸发酵获得内碳源时，仍有N元素释放。与两种剩余污泥相比（Wl、W2)发现，W1.P元素在接种污泥时没有明显释放；当W2.接种污泥时，P元素释放明显。考虑到剩余污泥对超磁分离污泥水解酸化效果的影响，当剩余污泥接种量为12.2%，W当2为13.6%时，系统可以提供更多的SCOD，避免氮负荷过高。

关键词：超磁分离污泥；剩余污泥；水解酸化；内碳源

城市污水处理厂进水碳源不足是一个普遍问题，导致后续脱氮效率低下。目前，解决这一问题的主要方法之一是添加一些碳源，如甲醇和乙酸钠。碳源有毒，药品成本高。如何以较低的成本提高脱氮效率是低碳氮比污水生物脱氮需要解决的问题。因此，寻找合适的外部碳源已成为热点。水解酸化是将污泥中的大分子有机物分解成小分子有机物，获得挥发性脂肪酸（VFAs)的过程。VFAs乙酸和丙酸是增强生物脱氮的有利碳源，其反硝化率高于甲醇和乙醇。

超磁分离水净化技术是近年来发展起来的一种物化水处理技术。磁分离技术比生物吸附技术具有更高的处理效率和更低的膜分离技术能耗，可以弥补现有碳源浓缩技术的不足，满足节能降耗的需要。它能快速有效地去除生活污水中的大部分有机物，COD分离去除率约为75%，SCOD分离去除率超过60%，TP去除率接近90%。超磁分离设备的进水是生化处理前的污水，因此超磁分离污泥类似于初沉污泥。初沉污泥含有大量的有机物，是一种很好的发酵底物[7]。目前，国内外有许多关于初沉污泥、剩余污泥和混合污泥水解产酸的研究报告。然而，很少研究超磁分离污泥与剩余污泥协同水解酸化。现有研究发现，30T的温度为生化系统提供了更多的反应条件SCOD，也可以避免过高的N系统、P负荷。

在保持温度30不调pH的条件下，选择了两种超磁分离污泥（Rl、R二、剩余污泥（Wl、设置RL的W2)、设置R2的W组、W2.对比研究了超磁分离污泥、混合污泥和剩余污泥的水解酸化，其中混合污泥为超磁分离污泥和剩余污泥(5组)。讨论了污泥性质差异对水解酸化和酸化产物成分的影响，为污水处理厂通过污泥酸发酵选择污泥类型提供了参考3

1 材料与方法

1.1 实验原料

Rl、W一是污水处理厂停产前超磁分离污泥和含水率80%的脱水污泥；R2、W2.超磁分离污泥和强化生物除磷污水处理厂停产后（EBPR)二沉池中剩余污泥的中试工艺。R东坝污水处理厂东坝污水处理厂细格栅后，R2.污水取自污水处理厂进水井(粗格栅前)。实验前，用蒸馏水稀释WW2，在4丈下浓缩24h，然后排出上清液。类似于超磁分离污泥的挥发性固体（VSS)。实验前，不同时期的污泥混合后接种ID。4种污泥特性见表1(平均值至少重复3次)。Rl、Wl、初始pH为7.55、7.68、6.85和6.91的含水量为0.9847、0.9822、0.9683和0.9772。剩余污泥的体积和投加比例见表2。1~7VSS中的1是超磁分离污泥，7是剩余污泥，2是剩余污泥6是剩余污泥的不同比例。

1.2 实验装置及方法

恒温培养箱进行超磁分离污泥水解酸化批次试验。试验装置如图1所示，7个2L接种污泥体积为1的反应器。8L。实验开始前，曝氮3min，去除反应器中的氧气，然后用橡胶塞密封。橡胶塞上有两个孔：氮气袋和取样口。搅拌反应器。

1.3 分析方法

本研究在首创东坝污水处理厂现场进行，每天早晚各取反应器出水进行相关指标测定。由于水解消化后污泥脱水性能差，样品必须在确定各项指标前进行预处理。预处理主要包括离心和过滤。100ml离心管的离心设置速度为5万r·min-一、离心45min。然后用0清液.45um过滤微孔滤膜，去除上清液中的小颗粒，避免堵塞测量仪器，保证测量精度。

TCOD常规分析参考文献中的方法、SCOD采用重铬酸钾法，TN采用过硫酸钾氧化紫外分光法，TP采用过硫酸钾氧化钼酸铵分光光度法，SOP采用钼酸铵分光光度法，NH4 -N采用纳氏试剂光度法，VSS和S采用重量法。pH由HACHQ40d测量仪测量。VFAS由瑞士万通883离子色谱仪测量。

2 结果与讨论

2.1 SCOD污泥水解产的变化

污泥水解SCOD可用于表示。不同接种比例下水解酸化的影响如图2所示。由图2(a)和图2(b)可见两种超磁分离污泥（Rl、R2)产生自然水解SCOD的第四天分别达到118峰峰值。68毫克.L—1和2063.50mg.虽然LT水解SCOD不同，但从图2开始(c)可见其SCOD/VSS变化规律是一致的，较高值出现在第四天，为110rng^-1。说明两种超磁分离后污泥水解产酸的效果基本相同。

剩余污泥（Wl、W2)自然水解SCOD在第7天达到峰值，分别为1599.88mg'/xinwen2/'I/1和‘gSWOmg'L-1。由图2(a)可见，2号和3号SCOD的较大值分别出现在LWG的第四天.SOmg'L—1和1248.40mg.L—、第五天UeZWmg出现了SCOD4号的较大值L-一、五、六、七SCOD第443.68、1493.96和159.88mgl/1。SCOD沉淀不仅可以随着剩余污泥比例的增加而增加，还可以延长其达到较大值的时间；和RL、W的不同水解是，图2(b)可见，2？7号SCOD较大值为2435.30、2622.70、2668.80、3151.00、3423.20和4954.80mg.L—1。这类似于苏高强等[12]的研究结果。

W1、W2SCOD产生如此大的差异，推测原因是：一方面，W1.聚丙烯酰胺脱水污泥（PAM)它的存在增加了分子之间的团聚，从而减少了发酵微生物与消化基质的接触。另一方面，与污泥中微生物的微生物含量相比，W2是一定的稳定运行EBPR。水解酸化菌通过破坏污泥中的微生物细胞壁来促进细胞内容物的释放。

2.2 污泥产酸效果分析

水解酸化VFAS主要由发酵酸菌吸收转化为可溶性有机物。三种污泥产生的酸主要是乙酸、丙酸、正丁酸、异丁酸和正戊酸，乘以相应系数COD挥发性有机酸挥发性有机酸实验Rl、W1.VFAS如图3所示，在污泥水解过程中进行分析。从图3可以看出，VFAS的变化规律与SCOD一致，呈先增后减的趋势。VFAS峰值出现在自然水解1号(超磁分离污泥)的第四天，峰值为353.54mg'L1，与SCOD相同的变化趋势是，混合污泥26号分别为4号、4、5、7、7天，VFAs399在水解液中分别达到较大值、436.52、449.03、520.05和556.97mg.IT1.7号(剩余污泥)自然水解VFAS峰值出现在第7天，477.52mg！/1。/1。/1。从图3可以看出，随着接种剩余污泥的增加，剩余污泥的接种可以增加VFAS，产量也可以延长VFAS达到峰值的时间。

在初始阶段，污泥中易降解的颗粒首先被水解酸化细菌转化为VFAS。随着反应的进行，易降解物质被完全消耗，水解酸化细菌开始使用难降解颗粒和大分子物质，导致VFAS产量减慢。从图3可以看出，混合污泥比超磁分离和剩余污泥更容易酸化VFAS。这是因为一方面，水解酸化细菌可以有效地利用混合污泥吸收大量的胶体和可降解有机化合物；另一方面，超磁分离污泥虽然有机化合物含量高，但大多属于慢降解碳源；剩余污泥中的有机化合物主要存在于细胞内外聚合物中，未经有效预处理难以使用。

2.3 VFAs:分析SCOD和VFAS组分析

SCOD向VFAS的转化率可以直接反映污泥酸的产生效果。实验选择RL、W1.从图4可以看出，前4d，VFAs:SCOD逐渐增加，混合污泥VFAs:SCOD的比例一直领先于超磁分离和剩佘污泥。1?VFAs7号:SCOD4、4、5、7、316分别达到较大值、0.334、0.350、0.360、0.361、0.373和0.299。因此，仅从VFAs:与超磁分离相比，混合污泥具有较高的产酸优势；剩余污泥接种量的增加也加速了水解酸化，从而加深了酸化程度。

ELEFSINIOTIS等171指出，乙酸优先反硝化，其次是丁酸(包括异丁酸和正丁酸)和丙酸，较后是戊酸(包括异戊酸和正戊酸)。CHEN乙酸和丙酸是两种适合除磷碳源的有机酸。短期内，乙酸作为碳源具有良好的除磷效果。从长远来看，丙酸作为碳源优于乙酸作为碳源。由此可见，SCFAS的组成对碳源的使用有重要影响。

超磁分离污泥SCOD选择在第四天达到较大值RL、W1.分析结果如图5所示。乙酸、丙酸、正丁酸、异丁酸、正丁酸、异丁酸和正戊酸。超磁分离污泥中5种酸的含量为乙酸>正戊酸>正丁酸>异丁酸>丙酸，剩余污泥中5种酸的含量为乙酸>丙酸>正戊酸>正丁酸>异丁酸。随着混合污泥中剩余污泥比例的增加，丙酸和异丁酸的含量也有不同程度的下降趋势，而正戊酸变化不大。从图5可以看出，VFAS乙酸在各种污泥的生产中具有明显的优势。苏高强等M、刘绍根、吴昌生等研究成果一致。乙酸比例较高的主要原因是：一方面，水解产物被产酸菌降解为乙酸，可直接从碳水化合物和蛋白质中获得；另一方面，其他有机酸（丙酸、丁酸或戊酸）在某些细胞酶的作用下进一步产生乙酸[M]。

2.4 污泥水解N元素的变化

剩余污泥对N元素的影响见图6。除水解酸化外，超磁分离污泥和剩余污泥还含有大量蛋白质、除有机物溶解外，SCOD还伴随着N元素的释放。本研究主要针对NH-N和TN。在过去对污泥厌氧发酵的研究中，不同程度的N元素释放RL、W1，由图6(a)NH4是三种不同的污泥 -N呈逐渐增长的趋势。随着剩余污泥接种量的增加，NH4 -N增加量越大。反应持续到第四天，1？7号的增加分别为78.79、85.97、91.11、94.68、97.28、115.32和115.91mg.L1。

对于R2、W2,由图6(b)可以看出，有三种不同的污泥RL、W1-样品的变化规律与样品不同、W1，其NH-N增加较大。NH4第四天，NH41~7号 -N分别增加了127.34、147.56、153.53、176.34、206.19、244.41和399.83mg.L1。由于剩余污泥主要由一些活性生物絮体组成，因此含有较多的蛋白质，蛋白质水解可释放大量氨氮。

TN在系统中主要以图6的形式存在于NHI-N中(c)和图6(d)可见TN有和NH4 -N类似的变化规律。剩余污泥接种量的增加也加速了N元素的溶解。如果在脱氮系统中添加含有大量氮的水解酸化液，系统的N负荷将不可避免地增加。因此，应综合考虑氮释放对整个系统后续脱氮除磷的影响。

2.5 污泥水解P元素的变化

在污泥的厌氧消化过程中，随着污泥的解体和细胞的破壁，大量的磷会从水解酸化液中释放出来。如果直接用于碳源脱氮除磷的水解酸化液，后续处理的磷负荷会增加。因此，在此之前，将进行预处理，并部分回收氮磷。因此，有必要监测P的溶解度。

在过去对污泥水解酸化的研究中，磷的沉淀随着时间的推移而不同程度地伴随着。在碱预处理絮凝污泥水解酸化的研究中，吴昌生等m发现25℃磷酸盐浓度在第480分钟达到峰值，为7.65mg·L-1;第480分钟达到35℃峰值，为15.23mg·L-1。当磷酸盐释放量为mg时，苏高强发现混合污泥厌氧发酵·L-1。由于超磁分离去除了污水处理前端系统中绝大多数磷酸盐，降低了后续处理压力，因此不希望P元素沉淀超磁分离污泥的水解酸化。

比较两种超磁分离污泥（Rl、R2)P的释放情况，从图7可以看出，TP和SOP的值与初始值相比没有太大变化，也没有P的沉淀。推测可能是由于超磁分离污泥中有PAC(聚合氯化铝），抑制了磷酸盐的释放。对比2种剩余污泥（Wl、W2)的TP,由图7(b)可知，TP的浓度在前5d逐渐升高，在第5天达到峰值，为24.15mg·L-1，此后逐渐降低。由图7(a)可知，2〜6号TP的浓度在3d后分别稳定在 4.31、9.61、16.96、32.81、57.50mg·L-1左右。2 种剩余污泥释磷情况有巨大差异，推测其原因是：W1 来源的东坝污水处理厂采用前端化学除磷工艺，所以污泥中几乎没有P 的富集；而W2 取自某稳定运行的 EBPR中试实验的二沉池污泥，其出水能稳定满足北京市地标（D B 11/890-2012)B 限值标准甚至北京市地标（DB11 /890-2012)A 限值标准出水标准，因此，其二沉池中污泥富集了大量的磷酸盐，污泥水解酸化时，在厌氧条件下导致了剩余污泥中的聚磷菌的释磷。单从P元素的释放情况来看，W2 显然不适合用作接种污泥。

2.6 综合分析

污泥水解酸化旨在获取较多可利用碳源，但同时也存在着氮元素的释放。较高的氮释放势必会增加系统的氮负荷，同时加剧对碳源的竞争，较终降低系统的脱氮效率。因此，在污泥水解酸化反应获得较多碳源的同时尽量减少总氮的释放，即达到较高的△SCOD/△TN值。由于超磁分离后的污泥水解产酸在第4天达到较大值，所以考察了第4天时各污泥的ASCOD/ATN值。由图8(a)可以看出，在第4天，3号的ASCOD/ATN值较大，为9.80,此时，剩余污泥的投加比例为12.2%。

由图8(b)可以看出，在第4天，3号的△SCOD/△TN值较大，为9.86,此时，剩余污泥的投加比例为13.6%。由此可见，在只考虑N元素的影响时，虽然2种剩余污泥来源不同，但其在第4天达到较大值时的污泥接种比例是相近的。综合考虑剩余污泥对于超磁分离污泥水解酸化效果影响发现，当剩余污泥接种量W1为12.2%,W2为13.6%时，既可以为系统提供更多的SCOD,又可以避免过高的氮负荷。

3 结论

1)2种超磁分离污泥（Rl、R2)自然水解产生的SCOD均在第4天达到峰值，剩余污泥（Wl、W2)自然水解产生的SCOD均在第7天达到峰值，随着剩余污泥接种量的增加，混合污泥SCOD的析出量也逐渐增加。

2)对Rl、W1进行产酸分析发现：剩余污泥接种量的增加促进了混合污泥VFAs的生成；各种污泥产VFAs中，乙酸均具有明显优势，并且会促进丙酸的累积。

3)VFAs:SCOD值的分析结果表明，混合污泥较之于超磁分离、剩余污泥具有快速、髙效的产酸优势，且剩余污泥接种量的增加也加快了水解酸化的速率并且加深了酸化的程度，但是会延长其达到峰值的时间。

4)污泥产酸发酵的同时，还存在着N元素的释放，且随着剩余污泥接种量的增加，N元素的释放更明显；对比2种剩余污泥（Wl、W2)，W1作为接种污泥时，并没有明显的P元素的释放，当W2作为接种污泥时，伴随着比较明显的P元素的释放。

5)综合考虑剩余污泥对于超磁分离污泥水解酸化效果影响发现，当剩余污泥接种量W1为12.2%，W2为13.6%时，既可以为系统提供更多的SCOD，又可以避免过高的氮负荷。