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1、书书书污泥超声处理产物用作反硝化碳源的研究董文艺， 衷学金（ 哈尔滨工业大学 深圳研究生院，广东 深圳 ）摘要： 考察了超声处理污泥过程中污泥粒径、 破解率、 值、 上清液中可溶性化学需氧量（ ） 、 可溶性总氮（ ） 随超声时间的变化及超声处理后的上清液用作反硝化碳源的较优碳氮比。实验结果表明， 污泥粒径及 值随着超声时间的延长而下降， 而污泥破解率呈逐渐升高趋势。超声过程中污泥上清液的 及 均随超声时间的延长而增加， 但 比值由未超声处理时的 增至超声处理 后的 左右。采用污泥超声处理后的上清液可用作反硝化碳源， 当 比控制在 左右时， 具有较好的脱氮功能， 同时能保证出水中的 含量较低。
2、关键词： 超声处理； 活性污泥； 碳源； 反硝化脱氮基金项目：国家水体污染控制与治理科技重大专项（ 水专项） ： 高排放标准城市污水厂处理流程升级改造关键技术研究与工程示范（ ）目前， 应用于城市生活污水处理的工艺以生物法为主， 包括氧化沟、 和曝气生物滤池等。但是， 随着污水排放标准的日益严格， 其中对 的去除要求也大大提高。同时近年来城市污水中氮含量增多， 污水碳氮比低， 尤其在我国南方地区问题更为严重 ， 生物法在无外加碳源的条件无法实现出水 的达标 。目前， 应用于低 比污水处理过程中的外加碳源， 主要为甲醇、 糖类等有机物， 但这些外加碳源的使用使运行成本增加， 同时甲醇等有机物存在
3、运行及储存的安全性问题。针对上述情况， 越来越多的研究者提出以污泥中的有机质作为碳源 ， 同时达到污泥的减量化、 稳定化、 资源化。要利用污泥中的有机质作为碳源， 应对污泥进行预处理， 破坏污泥的絮体结构、 细胞壁， 使其胞内物质能够有效的释放出来， 从而获得可溶性有机物（ ） 。目前， 污泥预处理技术有物理法（ 高压喷射法、 珠磨法、 超声波法、 加热法） 、 化学法（ 臭氧氧化法、 氯气氧化法湿式氧化法） 、 生物方法及一些组合方法 。其中超声波污泥预处理技术因处理时间短、 设备简单、 地面积少等优点而被广泛看好。自 年超声波技术被引入污泥研究中来 ， 超声波击破率、 功率、 效率、 耐久
4、性等关键技术在逐一被攻克， 设备经济性也越来越好。国内外关于超声波处理污泥方面的研究主要集中在超声最佳频率的筛选、 声强对处理效果的影响、 处理后污泥性状（ 结构、 尺寸、 脱水性能等） 的变化 ， 而对污泥超声处理后上清液的性质及其用作反硝化碳源可行性的研究较少。本文主要考察了超声波处理污泥过程中污泥及其上清液性状变化及上清液作为反硝化过程中外加碳源可行性及最所需的碳氮比。 材料与方法 实验装置实验中采用的超声波发生器是 型号超声波细胞粉碎机（ 宁波新芝生物科技股份有限公司）其功率为 可调， 频率 。污泥上清液用于反硝化的实验装置如图 所示。图 中反硝化反应器有效体积为 ， 搅拌器是 型号（
5、 江苏晓阳电子仪器厂） 精密增力电动搅拌器， 其功率为 ， 转速 可调。 中国给水排水 杂志社“ 曝气生物滤池（ ） ” 专题研讨会论文集图 反硝化实验装置示意图 材料污泥取自深圳市某污水处理厂脱水污泥， 实验前以 方式驯养一周。用于超声处理的污泥 为 ， 为 ， 初始上清液中 （ ） 为 ， 污泥总 （ ） 为 。 检测方法试验中的水质分析方法均参照参考文献 。 采用重铬酸钾密闭消解法（ 测量时溶液混合均匀取样， 测量时先用离心机以 速度离心 后取上清液） ； 采用碱性过硫酸钾消解 紫外分光光度法； 采用 （ 萘基） 乙二铵光度法； 采用紫外分光光度法； 用差值法测定； 污泥粒径测定用 激光
6、粒度分析仪； 测定用型号 计测定。 实验过程 污泥超声处理实验在烧杯中加入 上述污泥， 放置于超声波反应器中， 控制超声功率为 ， 此时其声能密度为 。调节占空比为 ， 考察了处理时间分别为 、 、 、 和 时， 超声对污泥粒径、 值和细胞破解率的影响。 反硝化实验反硝化反应器启动时先往反应器中投加一定量的污泥， 以超声波处理后污泥上清液及一定量的 （ 为 ） 配制成的营养液为原水， 采取 法缺氧驯化 天。每天为 反应器的一个工作周期， 连续缺氧搅拌 ， 静沉 ， 排水排泥 ， 原水添加时间为 。反应器内污泥浓度维持在 左右。待反应器运行稳定后， 改变投加营养液的碳氮比， 考察不同碳氮比条件下
7、反硝化效果。 计算污泥的破解程度用破解率来表示， 其计算方法如式（ ） 所示： （ ）（ ）（ ） （ ）式中 污泥破解率， 未超声污泥上清液中溶解性 ， 超声处理后污泥的溶解性 ， 污泥的总 ， 结果与讨论 超声时间对污泥及上清液性质的影响 污泥粒径的变化董文艺， 等： 污泥超声处理产物用作反硝化碳源的研究超声处理能有效破坏菌胶团及细胞， 导致污泥粒径的变化 、 。本实验条件下， 污泥粒径随超声处理时间的变化如图 所示。图 污泥粒径随时间的变化关系图中 、 、 分别为污泥未处理、 处理 、 处理 的粒径分布。随着超声时间的延长， 污泥粒径逐渐变小， 当超声处理 后， 污泥的平均粒径由未超声时
8、的 减小为 ， 而处理 后污泥粒径仅 。 破解率的变化超声破解率随超声时间的变化如图 所示。图 破解率随时间的变化关系由图 可知， 在超声时间低于 时， 污泥破解率随着超声时间的延长而显著增加， 两者呈很好的线性关系。超声时间为 时， 污泥的破解率由超声 时的 上升到 ， 增长了 倍以上。超声 以后污泥破解率上升速度减缓， 当超声处理 时， 其破解率也仅上升至 。 值的变化超声时间对混合液 值的影响如图 所示。图 值随超声时间的变化由图 可知， 随着超声时间的延长， 混合液中的 呈逐渐下降趋势， 这主要因为细胞破解过程中有脂肪酸等物质的生成。但超声 内， 的下降幅度不大， 仅由未超声时的 降到
9、 。 超声时间与 比图 描述了 和 随超声时间的变化规律。由图 可知， 和 的值随着超声处理时间的延长而不断增大。未超声破解时上清液中的 含量为 ， 超声破解 后增长至 ； 含量由未超声破解时的 增长至超声破解董文艺， 等： 污泥超声处理产物用作反硝化碳源的研究 后的 。超声过程中 的增加速度明显快于 ， 未超声时上清液的 比仅为 ， 而经超声处理 增至 ， 高于完全反硝化需要的 比（ 完全反硝化需要的 范围在 之间 ） 。图 超声时间与 、 及 的关系 碳氮比的确定当原水 分别控制为 、 、 和 ， 考察了不同 比条件下的反硝化效果。实验结果如图 所示。图 不同碳氮比条件下反硝化脱氮效果由
10、可知， 在不同碳氮比条件下， 以污泥超声后上清液为外加碳源时， 均具有脱氮效果， 但硝酸盐的去除程度不一样。 图中进水 为 时， 在 时 含量已降为 。由于碳源不足， 无法实现有效脱氮， 此时 含量仍有 ， 去除率为仅为 。当进水 为 时， 由于碳源不足仍不能完全脱氮。当 增至 时， 运行 后， 去除率达到了 ， 出水中含量已降董文艺， 等： 污泥超声处理产物用作反硝化碳源的研究至 。而当碳氮比进一步上升时， 碳源的过量导致出水中的 含量有所上升。由此可知， 当采用超声处理后的污泥上清液作为反硝化外加碳源时， 需达到 左右时， 才能达到较好的脱氮效果， 同时其出水中残余 含量较低。相对于其他有
11、机物碳源， 采用污泥超声处理后的上清液需要更高的 比才能达到较好的脱氮效果 、 。由上述实验结果可知， 污泥超声处理后的上清液作为外加碳源当碳氮比达到要求时， 脱氮效果良好。但目前超声设备能耗依然很高， 同时由于污泥超声处理后的上清液中本身含有部分氮， 作为碳源时将给污水处理系统中引进额外的氮， 代价较高。若在曝气生物滤池工艺中以污泥超声处理后的上清液为碳源时， 宜用于前置反硝化工艺中， 以免由于碳源投加过程中引入的额外的氮使出水不达标。 结论在声能密度 下， 随着超声时间的延长， 污泥粒径变小， 值略有下降， 、 均有显著上升， 污泥破解率也逐渐上升；超声处理过程中， 污泥上清液中 的增长速
12、度明显快于可溶性总氮， 超声处理 后 从 上升到 左右；以污泥超声处理后的上清液作为反硝化碳源时， 在 左右能达到较好的脱氮效果。以污泥超声处理后的上清液作为反硝化碳源， 能耗高， 同时将给污水处理系统带来额外的氮， 但能使污泥稳定化、 减量化、 资源化， 其可行性还有待进一步论证。参考文献： 蔡碧婧， 谢丽， 杨殿海， 等反硝化脱氮工艺补充碳源选择与优化研究进展 净水技术， ， （ ） ： 郑俊， 吴浩汀曝气生物滤池工艺的理论与工程应用 北京： 化学工业出版社， 吴一平， 王旭东初沉污泥作为生物脱氮除磷快速碳源的转化因素研究 自然科学报， ， （ ） ， ， （ ） ： 苑宏英， 陈银广，
13、周琪污泥生物转化为 及用于生物除磷的研究进展 工业水处理， ， （ ） 霍贞， 王芬， 季民污泥破解技术的研究与进展 工业水处理， ， （ ） ： ， ： ， ， ： ， ， ， ， ， （ ） ： ， ， ， ， ， ， （ ） ： ， ， （ ） ： ， ， ， ， （ ） ： 曹秀芹， 唐臣， 欧阳利， 等超声处理后剩余污泥性质变化及分析 环境工程， ， （ ） ： ， ， ， ， （ ） ： 国家环境保护总局中国环境状况公报 北京： 国家环境保护总局， ， ， （ ） ： ， ， ， （ ） ： 阎宁，金雪标， 等，甲醇与葡萄糖为碳源在反硝化过程中的比较 上海师范大学报， ， （ ） ； （ ） ： ， ， ， ， ， ， 董文艺， 等： 污泥超声处理产物用作反硝化碳源的研究
