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在间歇式和连续式反应器中同时进行初级污泥发酵和硝酸盐还原，从污泥脱水液中强化脱氮（的研究）
摘 要
在这项研究中，在一个新型的反硝化反应器中污泥发酵和硝酸盐还原共同发生被（研究者）用于处理污泥脱水液，该系统显示出高效而稳定的脱氮能力。 当污泥回流比为200％时，TN和NHthorn;4 的去除率分别为99.6％和83.5％。 另外，在新系统中初沉污泥可以得到很好地降解。 初沉污泥中超过50％的挥发性悬浮固体（VSS）被利用，VSS / SS比率从0.76下降到0.39。 通过重复实验进一步发现，与常规污泥发酵相比，反硝化和发酵的共同作用在碳生成和铵的释放控制方面效果更好。
1.介绍
在污水处理厂中，污泥脱水液的单独处理是升级的深度处理之一。 污泥脱水液具有高氨含量（通常为500-1500mg NL1），其构成整个工厂的15-25％的氮负荷（Ahn，2006）。 因此，在再循环之前对这种水流进行单独处理可以降低氮负荷并改善最终的出水水质（Wett and Alex，2003）。
目前已有人提出了各种处理污泥脱水液的方法（Galiacute;等，2007; Janus和Van Loosdrecht，1997）。 在这些技术中，由于污泥脱水液具有非常不利的C / N比并几乎不具有可生物降解性，所以通常需要加入额外的甲醇或乙酸来进行有效和稳定的脱氮（Dosta等，2007; Fux等，2003）。 为了最大限度地降低运营成本，近年来的研究具有利用内部碳源的趋势。 内部碳源，主要是挥发性脂肪酸（VFA），是通过初级污泥的水解和酸化产生的。 同时，甲烷生成途径被阻止后将挥发性脂肪酸提取到生物营养物去除系统中以增强反硝化作用（Bouzasa等，2007）。 但是，由于吸附在污泥相中的碳源难以被吸收，所以该系统并不总是有效。 在较长的污泥停留时间（SRT）下，甲烷的形成几乎是不可避免的（Engeler等，1999）。向污泥发酵罐注入过量的硝酸盐也可以提高反硝化作用。 在这种情况下，污泥发酵和脱氮被集成在一个反应器中。 因此，硝酸盐可以在没有挥发性脂肪酸被萃取的情况下立即减少。 这两种工艺的结合可能是非常有利的：
（a）污泥吸附的碳源可直接用于反硝化;
（b）产甲烷菌活性会被硝酸盐的存在所抑制（Tugtas and Pavlostathis，2007a）。
污泥发酵和硝酸盐还原可同时发生已经在实验室中得到证实（An等人，2008; Garrido等人，2001）。 然而，迄今为止，硝酸盐的存在对内部碳生产和利用以及污泥发酵罐的反硝化潜力的影响很少得到研究。
在这项工作中，初级污泥用于增强氮的去除。硝酸盐还原和污泥发酵在一个名为同步污泥发酵和脱氮反应器（SFDR）的特殊反应器中同步发生。
本研究的具体目标是：
- 与单一预反硝化反应器比较，评估新系统的氮和COD去除率;
- 研究发酵过程中污泥特性的变化;
（3）研究连续和间歇实验中污泥发酵和脱氮过程共同发生的可行性。
2.方法
2.1。 实验生物反应器
图1中示出了由预反硝化反应器，SFDR和沉降器组成的中试设备的示意图。将工作体积为36L的预反硝化反应器分成九个相等的部分。第一部分设定为通过机械混合器不断搅拌的缺氧阶段。 其他区域通过安装在生物反应器底部的空气扩散器由压缩机充气。进水，回流活性污泥和污水循环的流量由蠕动泵控制。由于原水的C / N不利，预反硝化反应器的内部再循环未设计。 混合液悬浮固体（MLSS）在3500-4500 mg L1的范围内。沉降器为圆柱形，工作容积为18L。其上清液的一部分流入接收罐并泵入SFDR。 SFDR在30℃下运行，并带有水套。 它由两部分组成：中央区域（V = 150 L）通过一台特殊搅拌机持续搅拌，定期加入新鲜的初级污泥; 用于污泥混合物沉降的沉降区（V = 100L）设置隔板以增强分离。 沉淀区的上清液被泵入预反硝化反应器的入口（见图1）。
2.2。 废水和污泥来源
污泥脱水液和实验中使用的初级污泥均在北京高碑店污水处理厂采集。 消化污泥通过污泥脱水带压机增稠，其过滤器作为原水收集。 污泥脱水液的组成如下：COD = 165plusmn;54mg /L，NHthorn;4-N = 31134mg /L，PO43-P = 223.4mg，pH7.55plusmn;0.30，碱度为33plusmn;6.4mmol /L。 为SFDR供给的初级污泥来自沉淀池的污泥输送管道。 首先过滤新鲜污泥以除去大块物质，例如粗粒。 初始污泥的主要特征如下：TSS = 11.4g /L，VSS = 8.7g/ L，TCOD = 11.2g/ L，SCOD = 470mg/L，NHthorn;4 -N = 43mg/L。
2.3。 操作程序
2.3.1。 连续系统中的实验
根据操作参数将整个实验分为三个阶段。 第一阶段，预脱氮反应器分开运行。 第二阶段和第三阶段，预脱氮反应器的出水以不同比例泵入SFDR。 施用于每个阶段的操作条件总结在表1中。初始污泥添加的策略如下：在66-77天期间，每天用新鲜的初级污泥替代50L的SFDR污泥以冲洗掉产甲烷菌。 之后，在99 d，115 d和159 d分别添加50 L初级污泥。
2.3.2。 污染物去除效率的计算
为了研究COD和氮化合物去除的机理，特定区域（包括缺氧和好氧区域的预脱氮和SFDR）的污染物去除率定义如下：
缺氧区去除率=
氧区去除率=
SFDR去除率=
其中Qin，Qr，Qe分别代表总进水流量，出水回流量和污泥回流量。
CINF，CEFF，C肛，CREC代表SFDR中进水，出水，缺氧区和循环流出物中的污染物浓度。
2.3.3。 批量实验
进行批量实验来研究硝酸盐对污泥发酵的影响。 将五百毫升SFDR和420mL新鲜初级污泥分别注入两个完全相同的实验室SBR反应器（SBR1，SBR2）中。 开始时将NaNO3加入到SBR1中以给出180-240mg L1的初始NO3-N浓度。 每12小时取混合液样品进行分析。 必要时加入适当的NaNO3以供应电子接收器。 SBR2是没有添加任何NaNO3的对照实验。 在这些实验的每一个过程中，反应器不断搅拌。 监测pH值但不控制。
2.4。 分析方法
收集混合液体并立即通过0.45微米纤维素微纤维过滤器过滤。 根据标准方法（APHA，1998）分析过滤器的SCOD，NHthorn;4-N，NO3-N，NO2-N，PO34-P。 通过用盐酸（0.02mol L1）滴定50mL污泥样品至pH4.3来测量碱度。 使用WTW pH / oxi340i和相应的探针（WTW Company，Germany）监测温度，DO和pH值。 通过2级ORP计（德国WTW）在线监测ORP。 用Multi N / C 3100（德国耶拿）测量TN。
3。结果与讨论
3.1。 COD和氮去除的总体表现
如图2（a）所示，进水COD在不同阶段相似，在132.4-257.2 mg L1范围内。 在阶段I-III中出水COD分别为45.7,68.1和80.1mg L1。 整合SFDR对COD去除率有负面影响。 由污泥发酵产生的额外有机碳导致下降。 如图3所示，第二阶段和第三阶段的SFDR后，COD增加了45.6％和83.3％。
与COD去除的效果不同，废水循环使铵去除得到改善（见图2（b））。 最终出水氨在阶段II中为32.5mg L1，在阶段III中为1.5mg L1。 硝化作用的改善主要归因于SFDR反硝化过程中外部碱度的恢复。 如图3所示，在氧化区的氨去除效率在II和III阶段显着增加。 因此，即使初级污泥的发酵将额外的氨引入系统，流出物氨也降低。
在阶段I中，由于不利的C / N比，预反硝化反应器的TN去除率仅为11.6％。 在第二阶段和第三阶段，部分污水被回收利用到SFDR中，实现了良好的脱氮效果。 SFDR中的氮损失构成分别为进水负荷的46.6％和64.2％。 由于来自废水循环的额外的COD输入，预反硝化反应器中的氮去除也得到改善。 缺氧区的TN去除率从10.6％增加到15.6％。 当污水回用率达到200％时，系统的TN去除率为83.8％，平均出水TN为59.8 mg L1，接近典型城市污水。
表格1
不同阶段的A / O-SFDR过程的实验操作特性。
根据上述结果，该新型系统在污泥脱水液处理方面具有潜力。 比较直接将污泥脱水液回收到主水流中，由于公认的短程硝化作用和初级污泥的利用，新系统的应用可以节约25％的曝气能量和80％的外部碳源。 COD去除率受到SFDR的负面影响，但并不那么重要，因为与主流相比，由污泥脱水液引起的内部COD负荷往往可以忽略不计（Zupancic和Ros，2008）。
3.2。 SFDR中的脱氮和发酵
图4（a）显示了典型时期SFDR的反硝化性能以及COD和铵的变化。 如图4（a）所示，添加初级污泥后反硝化效率提高到接近100％。 尽管进水氮含量不同，但SFDR中的NOx总是可以忽略不计，直到30天后。 此后，出水NOx逐渐增加至12.8 mg / L1，反硝化效率降至79％。 在此期间，SFDR中超过50％的VSS降低，VSS / SS比率最终降至0.39。 根据计算，除了废水循环淘汰的有限的有机碳以外，大多数VSS被用于反硝化。 这表明NOx还原的电子供体主要是污泥发酵的中间体，而不是其最初包含的可溶性COD。 因此，可以使用培养丝状真菌等几种策略来进一步增强发酵和随后的脱氮性能（More et al。，2010）。
图4（b）显示了进水pH值，出水pH值和SFDR的ORP变化。 在初级污泥添加后，OPR从163.3 mV急剧下降至低于400 mV。 它继续下降到最低值513.5 mV。 有实验表明，ORP值与硝酸盐浓度有关，这可能表明反硝化过程（Yang et al。，2007）。 在这项研究中，ORP的变化归因于污泥发酵和脱氮过程的相关性。 由于随后的强酸化过程，添加污泥后VFA迅速增加。 在这种情况下，VFA产品的速率超过了反硝化的消耗率，这导致ORP快速下降。 当VSS / SS比例降低时，发酵成为有限的步骤。 由于电子供体的消耗和硝酸盐的积累，ORP逐渐增加。 SFDR的进水pH值在6.25-6.62之间，出水pH值增加到7.7-8.27。 有人注意到最初pH值升高并在期末开始下降。 pH值的增加主要是由于脱硝过程中回收的碱度。 因此，pH值的下降也表明了电子供体的不足。 根据以上分析，SFDR控制和自动化可以基于pH或/和ORP的监测。 当ORP超过200mV或pH开始下降时，需要新鲜的初级污泥来提供额外的碳。
当使用水解产物作为提高反硝化作用的碳源时，减少污泥发酵中的营养物质产生是重要的。 图4（a）显示了变化的铵谱。 增加量在该期间的第一天显着，最大浓度为35 mg L1。 随后，氨气释放量持续下降，并在期末微不足道。 这意味着有机氮在早期阶段迅速分解为铵，这在其他地方也有类似的观察和讨论（Dong和Tollner，2003）。
在SFDR中，氨不仅可以通过有机氮的分解生成，而且还可以通过异化硝酸盐还原为铵的途径（DNRA）生成。 DNRA可能发生在非常低的ORP条件下，或与发酵电子供体（Tugtas和Pavlostathis，2007b）。 Vigneron和Bouchez（2007）报道了当硝酸盐注入城市固体废物生物降解的酸化阶段时，DNRA的出现。 但是，在SFDR中很少观察到DNRA。 异养脱氮似乎是硝酸盐还原的主要途径。 表2中列出了不同污泥发酵中铵释放的总结。本研究的氨释放率通过SFDR中的氨增加量和VSS在一个典型的时期内，加入的污泥的量。 与传统的污泥发酵工艺相比，即使存在硝酸盐，SFDR中的铵释放速率也是相似的。 磷的释放也是微不足道的。 此外，通过加入金属盐可以很容易地将其除去（Babatunde et al。，2011）。
3.3。 硝酸盐存在对污泥发酵的影响
进行批次实验以研究当注入硝酸盐时的发酵性能以及同时脱氮过程。 图5（a）显示了实验反应器（SBR1）中硝酸盐和亚硝酸盐的分布以及反硝化速率。 在不同的硝酸盐添加过程中，反硝化速率是相似的。 假设反硝化作用是唯一的硝酸盐还原反应，用作电子供体的累积SCOD可以通过以下公式计算：
SCOD = 2：86CNO3 1：71CNO2
其中CNO3，CNO3是还原NO3和NO2的量。 如图5（b）所示，在对照SBR（不添加硝酸盐）中，SCOD逐渐增加至最大729.4 mg L1，之后开始下降。 在SBR1中测得的SCOD在376.6-634.4mg / L1内。 加上反硝化中使用的理论COD，SBR1中累积的COD最终达到2406 mg L1，是对照反应器的3.8倍。 批次实验重复三次，得到相似的结果。
在SBR2中，5 d后COD开始下降，这可能是甲烷形成
造成的。 相反，SBR1中的COD持续用于反硝化，反硝化速率没有下降的趋势。 注入同一工艺单元的硝酸盐和初级污泥使得发酵产物被脱氮反应器代替甲烷生物消耗。 此外，由于VFA积聚引起的产品抑制也可避免或至少最小化。
图5（c）显示了实验期间的氨分布。 在对照反应器（SBR2）中，氨从36.7mg增加到56.7mg1。 相反，在SBR1中观察到氨的减少。 在最初的2.5天时，氨从34.9降至10.3mg L1。 然后通过添加NH4Cl将氨升高至67.38mg1，并且获得类似的降低。 氨在反硝
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