-
污水处理厂大多数存在因碳源供应不足而导致的处理效果差的问题。因此，有效解决城市污水处理厂碳源不足的问题，是提高污水脱氮除磷效率从而实现达标排放的有效途径之一[1-5]。目前，实际污水处理工艺工程中普遍使用的是传统的单一或复合碳源，或者是以工业废水、污泥及餐厨废弃物水解液、垃圾渗滤液为主的生物质碳源[6-7]。传统碳源存在安全性差 (甲醇) 、价格过高 (乙酸、葡萄糖) [3]、成分较为复杂 (杂酸杂醇复配) 等问题，并且处理过程中可能含有毒物质造成二次污染，显著提高污水处理成本[8]；而一些国际上使用的生物质碳源，其优势在生产原料为农产品，绿色无污染，化学需氧量(COD)当量高，但引入国内价格较高[9]。因此，亟需价格低廉、绿色环保、脱氮效果好的生物质碳源[6]。
为此，研究团队前期持续专注于生物质碳源的研发、应用和升级[10]。根据目前新型碳源的研究情况，团队先后尝试从浒苔、木材蒸馏液以及红薯粉丝制作过程中产生的滤液中提取有机酸和多糖组分。然而，通过对浒苔、木材蒸馏液以及红薯粉丝进行发酵后提取分离有机酸过程的药耗、速率、易获取性能以及投入污水试验的反硝化效果都不尽理想。蓝藻因其含有大量有机质如多糖、蛋白及核酸等，具有厌氧发酵生产有机酸作为城市污水厂脱氮除磷的外加碳源的潜质而被重点关注[11]。蓝藻发酵产有机酸作为外加碳源的纯度和处理效率易受预处理难破壁的多层刚性细胞壁结构和发酵液中较高的氮、磷等影响，蓝藻发酵液直接加入会增加污水处理系统的氮磷负荷，致使系统崩溃，从而制约其规模化应用[11-12]。因此，从蓝藻破壁到如何分离提取发酵液中高碳低氮磷主要成分技术一直是研究热点[13]。有研究探索了鸟粪石+磷酸钙沉淀法组合工艺回收蓝藻厌氧发酵液中的氮、磷，纯化后的蓝藻发酵液作为外源碳源进行污水的反硝化脱氮利用[14]。该工艺局限于投入的镁盐、铵盐用量大，处理成本高，难以实现工业化；并且，当废水中镁磷摩尔比增大，易生成碱式碳酸镁沉淀，使鸟粪石纯度降低，不再具有肥料缓释特性[15]。
本研究提出一种条件温和、耗能低、适合大规模工业化应用的蓝藻高碳低氮磷有机物组分的提取分离技术，并以该技术提取出的高碳低氮磷有机物为核心，以花生、玉米等农产品的衍生物为主要原料，配比成新型生物质碳源为研究对象，初步探究新型生物质作为碳源对污水中氮、磷的去除效果，以期为成本低廉、高效脱氮除磷、适合我国污水水质的新型生物质碳源制备和实际应用工程中提供理论支持。
-
1) 蓝藻中高碳低氮磷有机物提取分离。蓝藻取自太湖湖边的藻水分离站，打捞上岸的新鲜蓝藻均匀混合后进行提取分离试验 (图1) 。分别利用提取溶剂1 (NaOH溶液) 、提取溶剂2 (含有次氯酸钠或过氧化氢的NaOH溶液) 和提取溶剂3 (含有氯化钠的NaOH溶液) 在室温下对鲜藻进行离心分离，最后将上清液混合得到高碳低氮磷有机物。其中，预脱水处理后的蓝藻样品中含水量在87%~90%，碳氮比为4.9[16]。
2) 供试原料。本研究以蓝藻中提取的高碳低氮磷有机物为核心，结合花生、玉米等农产品衍生物为主要原料，混合制成安全无毒、绿色低碳的新型生物质碳源，命名为“京山碳 (JSCS) ”，其成分配比已出具MSDS化学品安全技术报告，见表1。根据不同配比[17-18]，制成不同COD当量的碳源规格，其基本规格性质见表2。
-
1) 试验装置反应器搭建。为探究新型生物质碳源对污水脱氮除磷的效果，本研究在实验室搭建反应器，如图2所示，选用2个完全相同的圆柱形有机玻璃反应器，有效容积为4 L。其中一组设置为对照组，选用乙酸钠，其为小分子有机酸，反硝化速率远高于其它单一碳源[6]，COD当量为200 g·L−1。另设置一组为试验组，选用“JSCS-D”，即COD当量为200 g·L−1的新型生物质碳源。
2) 试验装置反应器运行条件。进水为人工配水，选取乙酸钠或新型生物质碳源为碳源，氯化铵为氮源，磷酸氢二钾为磷源。分为2组反应器：a组 (乙酸钠碳源) 和b组 (新型生物质碳源) ，待污泥驯化至第15 d时分别投入等量碳源，共运行40 d，水力停留时间为6 h，运行模式为进水15 min、厌氧2 h、好氧3 h、沉淀30 min、出水5 min、闲置10 min。
-
1) 水质指标。进出水水质包括COD、TN、TP、NH3-N、NO3−-N、PO43−-P，均按照《水和废水检测分析方法》[20]测定。污泥中微生物的识别和鉴定采用日立Su8020型扫描电镜观测。
2) 计算方法。反硝化潜力和释磷潜力分别通过NO3−-N和时间坐标曲线斜率、PO43−-P和时间坐标曲线斜率和实验污泥浓度计算[21]。
-
1) COD去除性能。添加乙酸钠和新型生物质作为碳源反应器COD的去除性能如图3所示。添加乙酸钠碳源的反应器进水COD为424 mg·L−1，在运行至第11 d时出水COD为44 mg·L−1，在第15 d时投入乙酸钠碳源后直到运行至出水COD为26 mg·L−1，优于国家一级A排放水质标准[22] (COD：50 mg·L−1) 。虽然第31 d时出水COD为70 mg·L−1，是由于进水COD连续升高 (图3(a)) ，有机物浓度过高，白色泡沫增多，导致出水在线COD检测仪表数值升高[23]。添加新型生物质碳源的反应器进水COD为355 mg·L−1，由于系统中微生物对新型生物质碳源未完全适应导致出水COD偏高；COD在反应器运行初期在运行至第11 d时出水平均COD明显下降为47.5 mg·L−1，在第15 d时投入新型生物质碳源后直到运行至第40 d稳定出水COD为25 mg·L−1，同样优于国家一级A排放水质标准[22] (COD：50 mg·L−1) 。乙酸钠和新型生物质碳源反应器对COD的平均去除率均高达91.7%。因此，新型生物质碳源与乙酸钠碳源对COD去除效果相当，可以作为污水处理厂潜在的碳源替代品。
2) 脱氮性能。添加乙酸钠和新型生物质作为碳源反应器的脱氮性能结果见图4。添加乙酸钠碳源的反应器进水TN和NH3-N的平均浓度分别为50和35 mg·L−1，进水NO3−-N平均浓度基本为0。在运行至第40 d后，出水NH3-N平均浓度基本为0，NO3−-N平均浓度20.5 mg·L−1 (0~15 d) 和11.8 mg·L−1 (15~40 d) 。上述数据表明，反应器运行至第15 d出水NO3−-N较高是由于系统碳源不足，不能满足微生物反硝化的需要量，故导致脱氮效果差[24-25]；在第15 d向反应器投加乙酸钠碳源运行至第33 d时，出水NO3−-N浓度呈先快速下降至平稳运行趋势，说明乙酸钠碳源为微生物反硝化细菌提供电子，提高反硝化速率；接着运行至第40 d时，随着进水TN连续升高，乙酸钠碳源消耗，系统逐渐回到碳源不足的状态，导致系统出水TN和NO3−-N浓度连续升高，TN去除率也连续下降。NH3-N去除率全过程稳定，基本接近99%，出水TN平均浓度为15 mg·L−1。这表明出水中TN主要为NO3−-N，平均去除率为69%，接近国家一级A水质排放标准[22] (TN<15 mg·L−1) 。
添加新型生物质碳源的反应器进水TN和NH3-N的平均浓度分别为41和38 mg·L−1，进水NO3−-N平均浓度基本为0。在运行至第40 d后，出水NO3−-N平均浓度20.5 mg·L−1 (0~15 d) 、5.4 mg·L−1 (15~35 d) 和7.5 mg·L−1 (35~40 d) ；出水NH3-N平均浓度为0 mg·L−1 (0~15 d) 、10.2 mg·L−1 (15~35 d) 和12 mg·L−1 (35~40 d) 。上述数据表明，反应器在运行至第15 d内同样存在系统碳源不足，不能满足微生物反硝化需要量，导致脱氮效果差的状态；在第15 d向反应器投加新型碳源运行至第35 d时，出水NO3−-N浓度呈平稳下降趋势，而NH3-N和TN均呈连续升高趋势，这表明新型生物质碳源投加后，由于有机物浓度升高限制反硝化细菌的活性，短时间内不能直接利用碳源进行还原反应[26]，导致系统中NH3-N升高 (图4(b)) ，进一步对氨氧化细菌和硝化细菌产生抑制，硝化反应受到限制[27]。使系统内NH3-N和TN浓度逐步升高，出水TN最高时浓度为30 mg·L−1。在反应器运行到第40 d时，反硝化细菌对新型生物质碳源逐渐适应后，活性增强，促进反硝化反应进行，短暂出现出水NH3-N降到0，出水TN降到12 mg·L−1，优于国家排放水质一级A水质标准[22] (TN<15 mg·L−1) 的情况。加入新型生物质碳源后，NH3-N去除率平均为70.8% (15~35 d) 和73.5% (35~38 d) ，最高时为94%；TN去除率平均为59% (15~35 d) 和50% (35~40 d) 。综上所述，新型生物质碳源投加初期对反应器中NH3-N及TN的去除率较不稳定，但系统中反硝化菌逐渐适应后NH3-N去除率可达到90%以上。
3) 除磷性能。磷的去除主要依靠微生物的同化作用和除磷菌的好氧吸磷作用来实现[21]。添加乙酸钠和新型生物质作为碳源反应器的除磷性能结果见图5。添加乙酸钠碳源的反应器进水TP和PO43−-P的平均浓度分别为3.6和2.9 mg·L−1。出水TP平均浓度为平均浓度1.0 mg·L−1 (0~15 d) 和0.9 mg·L−1 (15~30 d) ；出水PO43−-P平均浓度0.3 mg·L−1 (0~15 d) 和0.6 mg·L−1 (15~30 d) 。TP平均去除率为69% (0~15 d) 、89% (15~25 d) 和64% (25~30 d) ；PO43−-P平均去除率为93% (0~15 d) 、99% (15~25 d) 和64% (25~30 d) 。这表明，乙酸钠作为易生物利用碳源 [6]，在微生物的同化作用和生物除磷作用下，TP去除率在反应器运行第15~25 d时达到最高为91%。反应器运行到后期，随着碳源消耗不能为反硝化细菌和除磷菌提供足够电子供体，TP的去除率有所下降，出水TP最低为0.9 mg·L−1，仍满足国家一级B排放水质标准[22] (TP<1 mg·L−1)。
添加新型生物质碳源的反应器进水TP和PO43−-P的平均浓度分别为3.6和2.9 mg·L−1。出水TP平均浓度为1.8 mg·L−1 (0~15 d) 、2 mg·L−1 (15~25 d) 和0.3 mg·L−1 (25~30 d) ；出水PO43−-P平均浓度为1.1 mg·L−1 (0~15 d) 、1.6 mg·L−1 (15~25 d) 和0.15 mg·L−1 (25~30 d) 。TP平均去除率为46% (0~15 d) 、52% (15~25 d) 和95% (25~30 d) ；PO43−-P平均去除率为66% (0~15 d) 、44% (15~25 d) 和97% (25~30 d) 。虽然新型生物质碳源投入反应器运行至第25 d时，TP和PO43−-P去除率都低于乙酸钠碳源，但运行至后期TP和PO43−-P去除率均达到95%以上，出水TP为0.3 mg·L−1，满足国家一级A排放水质标准[22] (TP<0.5 mg·L−1) ，除磷效果显著优于乙酸钠碳源。
-
图6(a)为添加乙酸钠和新型生物质碳源反应器分别在运行前、第15 d、第30 d和第40 d的反硝化潜力。以乙酸钠作为外加碳源时，活性污泥的反硝化潜力较高且呈逐步升高趋势，最高达到23 mg NO3−-N·(g VSS·h−1)−1。而以新型生物质碳源投加初期，有机物浓度升高限制了反硝化细菌的活性 (见结果与讨论2.1的2)部分) ，导致反硝化潜力达到最低为2.3 mg NO3−-N·(g VSS·h−1)−1，但随着反硝化细菌对新型生物质碳源的适应和利用，反硝化潜力稳步升高。
图6(b)为添加乙酸钠和新型生物质碳源反应器分别在运行前、第15 d、第30 d和第40 d的释磷潜力。以乙酸钠为外加碳源时，活性污泥的释磷潜力不稳定，呈先升再降后升趋势，这可能是由于刚加入乙酸钠碳源时，反硝化细菌与聚磷菌对碳源的争夺以及NO3−-N的影响[21]，在第30 d时，反硝化潜力占主要过程，导致释磷潜力降低。以新型生物质为碳源时，总体上释磷潜力呈稳步提高趋势。
-
脱氮除磷是以微生物为主的反应过程，研究微生物群落结构变化可以反映污水处理系统运行工况和出水效果[28]。如图7所示，本研究观察了向反应器投入乙酸钠和新型生物质碳源驯化活性污泥过程中原生或后生动物的生长情况。
反硝化后增加的微生物多样性有助于保持反应体系的稳定性[29]。在驯化活性污泥的第35 d，可以看到a组和b组反应器中都有一定的丝状菌生长。其中，a组反应器出现了漫游虫，b组反应器中出现了漫游虫、暗丝尾虫和豆形虫。尾虫和豆形虫的出现指示着反应器活性污泥系统处于低溶解氧和高负荷状态下，漫游虫的出现指示反应器活性污泥系统处于由恶化到正常的恢复期间[30]。这表明，向反应器投入乙酸钠和新型生物质碳源后对污水处理系统有一定的冲击力，但随着微生物对外加碳源的同化作用和反应过程的进行，系统稳定性逐步运行正常。因此，投加新型生物质碳源的活性污泥反应器中微生物含量丰富，反应器性能逐渐稳定。
-
1) 乙酸钠和新型生物质碳源投入到反应器后，对COD的去除保持稳定，平均去除率均高达91.7%，表明新型生物质碳源对COD的去除具有良好的效果。
2) 乙酸钠投加后反应器系统虽脱氮速度快，但时效较短。新型生物质碳源投加后中后期污泥反硝化潜力和释磷潜力指标均稳步提升，出水TP为0.3 mg·L−1，优于国家一级A排放水质标准。
3) 与投入乙酸钠碳源的反应器中活性污泥微生物镜检图结果相比，投加新型生物质碳源后，活性污泥中微生物种类逐渐丰富，污泥结构得到强化，反应器性能逐渐稳定。
4) 本研究得到的新型生物质碳源生产原料绿色、安全、无毒和环保，生产方法精简高效、适合大规模工业化应用，且脱氮除磷效果好，具有非常广泛的应用前景及推广价值。
新型生物质碳源的制备及其污水脱氮除磷效果
Preparation of a new biomass carbon source and its application in wastewater denitrification and phosphorus removal
-
摘要: 为给城镇污水处理厂生物脱氮除磷提供一种新的碳源选择和开辟蓝藻资源化利用新途径，以工业碳源乙酸钠为对照，探究了从蓝藻中提取的高碳低氮磷有机物为核心的新型生物质碳源脱氮除磷效果，并分析了添加2组碳源后的微生物群落特征。结果表明，与乙酸钠碳源相比，新型生物质碳源对COD的去除效果保持稳定，平均去除率高达91.7%；新型生物质在碳源投入反应器初期时，反硝化潜力及释磷潜力较低导致NH3-N、TN、TP和PO43−-P的去除率较低；随着反应器运行至后期，反硝化潜力和释磷潜力稳步提升，NH3-N、TN、TP和PO43−-P去除率逐渐上升，最终可达90%以上，对系统中的NH3-N、TP的去除效果良好，且反应器中微生物丰度较高。本研究制备的新型生物质碳源具有生产原料绿色、安全、无毒和环保的特点，其生产方法精简高效，适用于大规模工业化应用，且脱氮除磷效果好，具有非常广泛的应用前景及推广价值。Abstract: This study aimed to provide a novel carbon source alternative for improving biological denitrification and phosphorus removal efficiency in urban wastewater treatment plants, while also to explore new approaches for utilizing cyanobacteria resources. Specifically, we examined the denitrification and phosphorus removal performance of a novel biomass carbon source synthesized by combining high-carbon, low-nitrogen, and low-phosphorus organic matter extracted from cyanobacteria along with sodium acetate, an industrial carbon source, as a control group. In addition, this study analyzed the microbial community characteristics subsequent to the implementation of both carbon source groups. The results showed that compared to sodium acetate, the novel biomass carbon source effectively removed chemical oxygen demand, with a consistent removal efficiency of 91.7%. However, during the initial phase when the novel biomass carbon source was just added, the denitrification and phosphorus release potentials were relatively low, resulting in moderate removal rates for ammonia nitrogen (NH3-N), total nitrogen (TN), total phosphorus (TP), and phosphate (PO43−-P). As the reactor run to the later stage, both denitrification and phosphorus release potentials steadily increased, leading to more than 90% removal of NH3-N, TN, TP, and PO43−-P. Moreover, abundant protozoa and metazoa were observed in the reactor. In conclusion, this novel biomass carbon source prepared in this study were safe, non-toxic, and environmentally friendly. Its production method was simple and efficient. It is suitable for large-scale industrial applications for the good nitrogen and phosphorus removal effects. This novel biomass carbon source has a very broad application prospect and promotion value.
-
市政污泥是城市污水处理过程中不可避免的副产物，其含水率高、有机质含量高、成分复杂，并且含有大量的寄生虫卵、病原微生物和一定量的重金属[1]。近年来，市政污泥的产量也在不断增加，预计2025年我国污泥年产量将突破9×107 t，污泥处理处置已成为一项亟待解决的难题[2]。污泥的主要处置方式包括卫生填埋、农业利用、干化焚烧、建筑材料利用等，我国较大部分污泥采用填埋方式，约占我国污泥总处置量的65%[3]。
由于我国早期污水处理厂存在着“重水轻泥”的现象，导致已填埋污泥的含水率过高，力学性质较差。而填埋场的库容有限，随着污泥产量的逐年增加，目前国内许多城市的填埋场，例如上海老港、成都长安、深圳下坪、杭州天子岭的填埋场的库容已经严重不足[4-5]，为此，许多填埋场要求将填埋污泥的含水率从80%降低至60%以下，这样可以增加至少50%的填埋库容[6]。但是，由于污泥有机质含量高、结合水含量高、亲水性强，单一的机械处理很难将污泥含水率降低至60%以下，需结合一定的预处理方法将污泥的胞外聚合物（EPS）破解，释放出自由水后再进行脱水减量处理[7]。当前填埋污泥的深度脱水通常采用“化学调理+板框压滤”的方法[8]，该方法需将污泥从填埋库中挖出，运输到指定场地后再进行处理，存在着成本高、易对环境造成二次污染的问题，因此，需寻找一种高效、环保的污泥原位处理方法。
真空预压法具有施工工艺简单、成本低等优点，是软土地基原位处理的一种有效方法[9-11]。近年来，将化学预调理与真空预压相结合的工艺已逐渐被应用于填埋污泥原位处理[3,8,12-16]，该工艺在一定程度上能够实现污泥的原位减量，但是仍存在易产生臭气污染、难以保证药剂调理均匀等问题。为了寻找更加环保高效的填埋污泥原位处理方法，有研究者提出了冻融联合真空预压填埋污泥原位处理技术[17-18]。冻融的原理是污泥被冷冻时，冷冻过程中不断生长的冰晶会破坏污泥细胞膜的完整性，使细胞脱水、收缩或溶解，使胞外聚合物释放到上清液中[19]；同时，冻融后污泥中小颗粒团聚成大颗粒，能显著提高污泥的脱水性能，而且冻融循环可显著提高污泥的渗透系数[20-21]。
有研究表明，采用冻融联合真空预压法处理填埋污泥时，在出水量、出水速率、沉降量、减量比、含水率均优于药剂预调理方法[18]，但其在实验过程中并没有使用实际真空预压过程中的塑料排水板；塑料排水板作为真空预压的负压传递通道和排水通道，其性能对真空固结效率和效果有着显著影响[22]。根据芯板与滤膜的复合方式不同，目前工程界常采用分离式和整体式2种塑料排水板，在普通土体真空预压中，已有这2种排水板类型的对比研究[10, 23-24]。但是，污泥作为一种胶体状生物固体，其工程性质显著不同于软土和吹填土，但目前鲜有考察不同排水板类型对填埋污泥真空固结效果的研究。
本研究开展了不同排水板类型填埋污泥冻融-真空对比研究。首先，对填埋污泥进行冻融预处理；随后进行室内真空预压模型实验，分别设置分离式排水板(SPVD)与整体式排水板(IPVD)对照组；最后，通过对比出水量、减量比、含水率等数据，探究该法处理填埋污泥的宏观效果，并且通过压汞、电镜扫描等微观实验，探究冻融后污泥在真空预压过程中微观结构变化特性。
1. 实验方案
1.1 实验污泥
供试污泥取自上海市某污泥填埋库区，污泥填埋龄期约为12 a，占用了大量土地和地下空间，亟需对填埋库中的污泥进行原位脱水减量处理。填埋污泥的基本物理性质如表1所示。可以看出，填埋污泥含水率高，有机质含量比新鲜污泥(60%左右)有所降低。这是因为，填埋污泥受填埋龄期及厌氧消化影响，发生了一定程度的降解。填埋污泥的液塑限较大，按照细粒土的分类应为高液限有机质粉土。
表 1 污泥基本物理指标Table 1. Basic physical indexes of sludge比重 含水率/% 密度/(g·cm−3) 有机质/% 液限/% 塑限/% 1.8 86 1.13 40 184 111 | Show Table
DownLoad:
CSV
采用Mastersize2000激光粒度仪对原状填埋污泥及冻融后污泥进行了粒度分布测试，粒径分布曲线如图1所示。原状污泥d90为169.5 μm、d50为47.28 μm，而冻融后污泥d90为241.6 μm、d50为65.68 μm，经冻融后，污泥颗粒粒径显著增大。这主要是因为：在冻结过程中，污泥中的小颗粒被不断生长的冰晶推挤压密，污泥小颗粒团聚为大颗粒，显著提高了其脱水沉降能力。
图 1 原状污泥与冻融后污泥颗粒粒径分布曲线Figure 1. Particle size distribution curve of original sludge and sludge after freeze-thaw1.2 真空预压模型实验
真空预压实验装置由真空泵、抽滤瓶、排水板和模型箱组成，具体如图2所示。模型箱由有机玻璃桶及密封盖组成，玻璃桶高500 mm、外径320 mm、内径300 mm，密封盖为20 mm厚的有机玻璃盖板。分别采用如图3所示的分离式排水板和整体式排水板，排水板通过土工布与排水管绑扎。分离式排水板属于分体式十字型塑料排水板，排水板滤膜包裹在塑料芯板的外侧，与芯板不黏接，滤膜被制作成略大于芯板尺寸的土工织布常套包裹于芯板四周，滤膜等效孔径为75 μm；整体式排水板芯板与滤膜通过热合紧贴在一起，两者间不可作相对移动，滤膜等效孔径为120 μm。
图 3 不同类型排水板实物图Figure 3. Physical drawing of different types of plastic drainage boards采用冰柜对污泥进行冻融处理，冻结温度设置为−15 ℃，待达到冻结温度后将污泥取出于室温(22 ℃)融化。每个模型箱污泥用量为约16 kg。整个实验期间真空度保持在85 kPa左右，实验过程中对累计出水量、累计沉降量以及真空度进行监测记录，实验完成后对模型箱内污泥取样测定含水率及取样进行压汞、电镜扫描微观测试。
2. 实验结果及分析
2.1 累积出水量
由累计出水量变化曲线(图4)可以看出，分离式排水板和整体式排水板两者最终出水量差别不大。整体式排水板的最终出水量为8 830 mL，而分离式排水板的最终出水量为8640 mL，二者仅相差190 mL。在实验初期，分离式排水板与整体式排水板的出水速率都很高，在前4 h的出水量可达总出水量的70%以上。这可能是因为污泥经冻融后，污泥细胞内外不断生长的冰晶使得污泥细胞破裂，导致污泥细胞膜的完整性被破坏，EPS被破解，从而释放细胞内外的物质，导致污泥絮体结构被破坏，释放出大量的结合水和间隙水，进而大幅提高了污泥的脱水性能[19]。冻融后污泥中含有大量的自由水，这导致前期出水速率及出水量都很高。
图 4 不同排水板类型累积出水量变化曲线Figure 4. Change curve of cumulative water discharge of different PVD types在前4 h，分离式排水板的累计出水量达7 050 mL，占总出水量的81.5%，而后出水速率突然变缓，后139 h的出水量仅为1 590 mL；而整体式排水板在前4 h累计出水量为6 410 mL，后139 h的出水量为2 420 mL。造成后期出水量差异的可能原因为，分离式排水板的等效滤膜孔径为75 μm，而整体式排水板的滤膜孔径为120 μm，在真空排水固结前期，渗流通道尚未形成，污泥颗粒在真空负压及孔隙水压力的作用下不断向排水板附近运移，由于分离式排水板等效滤膜孔径过小，部分细小颗粒未能穿过滤膜，从而影响排水板附近的渗流通道的通畅性，造成一定的淤堵。这也与已有研究[10, 25]的结果一致。但由于冻融后污泥颗粒粒径增大，小颗粒含量少，只造成部分淤堵，大部分排水通道仍保持通畅，所以二者最终出水量差异不大。
2.2 累计沉降量与减量比
由累计沉降量变化曲线(图5)可以看出，冻融污泥原始高度为20.5 cm，分离式排水板的最终高度为7.8 cm，整体式排水板的最终高度为8.55 cm，二者均下降50%以上。污泥在冻融时，污泥颗粒被不断生长的冰晶推挤压密，污泥小颗粒得以团聚为大颗粒，并显著提高了大中孔隙的分布，在真空预压固结时显著提高了其渗透固结性，从而提高了污泥的固结度。与分离式排水板相比，整体式排水板的高度变化却相对较小。这可能是因为：本次实验高度测量仅取实验模型箱两侧高度变化平均值记录，而取样后发现，整体式排水板处理后污泥在侧壁附近发生了1 cm左右的径向收缩，若考虑径向收缩的变化来计算实验后污泥体积，则分离式排水板污泥的最终体积为5 510 cm3，而整体式排水板最终体积为5 262 cm3，相比分离式排水板体积变化更大，这也与累计出水量变化规律相互印证。而整体式排水板最终出现了径向收缩现象，径向收缩是因为在真空排水固结过程中，在排水板远端的土颗粒在水力梯度的作用下不断向排水板中心处运移[26]。这也说明采用整体式排水板后冻融污泥整体的排水固结效果较好，整体渗流通道顺畅，真空负压影响范围可覆盖到远端土体，污泥整体固结度较好。
图 5 不同排水板类型累积沉降量变化曲线Figure 5. Variation curve of cumulative settlement of different PVD types经计算，两种不同类型排水板的最终减量比均在60%以上，整体式排水板的减量比为63.6%，分离式排水板的减量比为61.9%。这表明整体式排水板减量比略优于分离式排水板，冻融联合真空预压法可有效实现填埋污泥的原位减量。
2.3 含水率
实验结束后，从排水板中心处开始，沿径向在0、15、30 cm处取污泥上、中、下3个位置，每个位置取3个样对照，测定不同位置处的含水率，结果如图6所示。
1) 原始污泥含水率为86%，经冻融联合真空预压处理后，其含水率大幅度下降，含水率最低可降至59.5%。
2) 沿半径方向污泥整体含水率分布呈现出逐渐增加的变化规律。径向上的差异主要是由于：离开排水板中心的距离和水力梯度的差异，排水板附近水力梯度大，水更容易渗流排出，而距离排水板较远处水力梯度小，水不易排出，所以靠近排水板中心处含水率更低。
3) 沿深度方向呈现出上部含水率低、底部含水率高的分布规律。这是因为：真空负压强度沿着排水板衰减，排水板周围土体水力梯度逐渐减小，对排水板的影响范围逐渐减小，影响范围沿着排水板呈现出倒锥形逐渐减小的趋势[24]，这导致上部由于真空负压强度高，水力梯度大，水容易排出，而底部由于真空强度衰减，水力梯度减小，故形成底部含水率高、上部含水率低的分布规律。
4) 整体式排水板上部含水率在60%左右分布，中部在65%左右分布，底部在70%左右分布；而分离式排水板的上、中、下部均在65%~70%左右分布。可见，整体式排水板的整体处理效果更好，且靠近上、中部含水率明显优于分离式排水板。这可能是因为：一方面，分离式排水板滤膜孔径较小，易造成小颗粒淤堵，从而影响排水固结效果；另一方面，由于分离式排水板芯板是内包于滤膜的，在土体压力下不可避免地出现滤膜“陷入”排水通道的情况，从而减少排水面积，而整体式排水板滤膜是胶结于芯板竖齿上的，滤膜始终是“紧绷”状态，在土体压力下变形较小[27]，从而造成含水率分布的差异。
2.4 压汞实验
实验结束后，分别在整体式排水板、分离式排水板模型箱中心位置处取样进行压汞(MIP)实验，分析不同冻结条件下冻融污泥径向真空排水的固结孔径的大小分布规律，结果如图7、图8所示。
图 8 不同排水板类型孔径大小变化Figure 8. Percentage change of pores with different sizes under different PVD types整体式排水板与分离式排水板孔径分布有明显差异：分离式排水板主要以小孔分布为主，即以团粒内孔隙分布为主；而整体式排水板主要以微孔和介孔分布为主，即以颗粒间孔隙为主。其原因是，在真空预压过程中，真空度不断向污泥深度处传递，并以排水板为中心的径向上形成真空负压梯度，在该真空负压梯度的作用下形成真空渗流场[28]。排板周围土体首先开始渗流出水，孔隙水在负压的作用下不断向排水板方向渗流，而此时污泥中的细小颗粒也在渗流力的作用下不断向排水板中心运移，使得排水板附近土体渗透系数不断降低，使排水板中心处的土体首先发生径向固结，土体发生压缩。
污泥经冻融后，污泥大中孔隙数量分布大幅度提高，小、微孔隙数量减少；而在真空排水固结时，较大孔隙先被压缩成较小孔隙，较小孔隙后被压缩[29]。整体式排水板由于不易淤堵，在真空排水固结时渗流通道顺畅，固结程度高，大、中孔隙先不断被压缩为小孔隙，而后小孔隙被压缩为更小的介孔；而分离式排水板由于发生了部分淤堵，从而导致排水板中心处污泥固结程度对比整体式排水板低，主要以大、中孔隙压缩为小孔为主。这也与含水率分布规律互相印证，即整体式排水板由于固结程度高，在贴近排水板处污泥含水率低于分离式排水板。
2.5 电镜扫描
实验完成后，对不同排水板径向真空排水固结后靠近排水管中心处的污泥取微观样进行电镜扫描实验(SEM)，观察其微观结构特性，如图9所示。可以看出，整体式排水板与分离式排水板真空排水固结后污泥整体结构致密均匀，呈现出有规律的网状结构。但整体式排水板对比分离式排水板结构更加致密，固结程度高，以颗粒间孔隙分布为主；而分离式排水板固结程度低，孔径相对更大，以团粒内孔隙为主。这也与MIP实验结果相印证。
3. 结论
1）分离式排水板和整体式排水板两者的最终出水量差别不大。两种不同类型排水板的最终减量比均在60%以上，整体式排水板的减量比为63.6%，分离式排水板的减量比为61.9%，整体式排水板减量比略优于分离式排水板。
2）原始污泥含水率为86%，经冻融联合真空预压处理后，其含水率大幅度下降，含水率最低可降至59.5%，符合我国填埋污泥的规范要求；其中，整体式排水板的整体处理效果更好。沿半径方向，污泥整体含水率分布呈现出逐渐增加的变化规律；沿深度方向，呈现出上部含水率低，底部含水率高的分布规律。
3）整体式排水板与分离式排水板孔径分布具有明显差异。分离式排水板主要以小孔分布为主，即以团粒内孔隙分布为主；而整体式排水板主要以微孔和介孔分布为主，即以颗粒间孔隙为主。整体式排水板对比分离式排水板结构更加致密，固结程度高，以颗粒间孔隙分布为主；而分离式排水板固结程度低，孔径相对更大，以团粒内孔隙为主。
-
图 1 蓝藻中高碳低氮磷有机物的提取分离方法
Figure 1. Schematic diagram of the extraction method for separating high-carbon, low-nitrogen, and low-phosphorus organic matter from cyanobacteria
图 3 乙酸钠和新型生物质碳源对COD去除性能的影响
Figure 3. Effects of sodium acetate and the novel biomass carbon source on COD removal performance
图 4 乙酸钠和新型生物质碳源对脱氮性能的影响
Figure 4. Effects of sodium acetate and the novel biomass carbon source on the nitrogen removal performance
图 5 乙酸钠和新型生物质碳源对除磷性能的影响
Figure 5. Effects of sodium acetate and the novel biomass carbon source on the phosphorus removal performance
图 6 乙酸钠和新型生物质碳源对反硝化潜力和释磷潜力的影响
Figure 6. Effects of sodium acetate and the novel biomass carbon source on the potentials of denitrification and releasing phosphorus
图 7 乙酸钠碳源和新型生物质碳源反应器运行至第35 d的微生物镜检图
Figure 7. Microscopy of microbes in reactors feeding with sodium acetate and the novel biomass carbon source on day 35
表 1 新型生物质碳源组成信息[19]
Table 1. Information on components and compositions of the novel biomass carbon source
组分 质量分数/% CAS No. 生物质甘油 55~65 56-81-5 藻蛋白 18~20 20298-86-6 水 15~18 7732-18-5 柠檬酸 5~8 77-92-9
下载: 导出CSV
表 2 “京山碳”产品基本规格性质
Table 2. Basic properties of the product “JingshanTan”
编号 COD/(g·L−1) BOD5/COD 密度 (20 ℃) /(g·cm−3) pH 溶解性 JSCS-A 1 150 0.8 1.08 6~7 100% JSCS-B 600 0.8 1.08 6~7 100% JSCS-C 400 0.8 1.06 6~7 100% JSCS-D 200 0.8 1.05 6~7 100%
下载: 导出CSV
-
[1] 廖宏翔,肖安琪. 城镇污水处理厂外加碳源分析和可降耗措施探究[J]. 四川化工, 2023, 26(2): 49-51. doi: 10.3969/j.issn.1672-4887.2023.02.012 [2] 李怀波,郑凯凯,王燕,等. 基于全流程分析的低碳氮比进水污水处理厂运行调控[J]. 环境工程, 2021, 39(3): 97-102. doi: 10.13205/j.hjgc.202103014 [3] 王燕,李激,支尧,等. 新型生物质碳源强化脱氮效果及微生物菌群分析[J]. 环境工程, 2022, 40(9): 63-68. [4] CHENG H Z,MA S,LIAO K W,et al. Effect of external carbon source type on effluent dissolved organic nitrogen characteristics in postdenitrifying moving bed biofilm reactors:Chemical molecular and microbial insights[J]. Chemical Engineering Journal, 2023, 466: 143338. doi: 10.1016/j.cej.2023.143338 [5] 胡小宇. 外加碳源在脱氮除磷中的应用研究[D]. 绵阳: 西南科技大学, 2020. [6] 熊子康,郑怀礼,尚娟芳,等. 污水反硝化脱氮工艺中外加碳源研究进展[J]. 土木与环境工程学报, 2021, 43(2): 168-181. [7] 陶正凯,管凛,荆肇乾,等. 强化湿地反硝化的生物质碳源研究进展[J]. 应用化工, 2019, 48(12): 2867-2971. doi: 10.16581/j.cnki.issn1671-3206.20190919.017 [8] 高欣东,冯婧微,李春华,等. 水处理过程中外加碳源类型及其影响因素研究进展[J]. 现代化工, 2020, 40: 26-32. doi: 10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2020.S.007 [9] 李晶晶,谭力,方杨,等. 高硝氮酒厂废水生物反硝化体系的构建及细菌群落特征[J]. 应用与环境生物学报, 2021, 27(4): 1039-1046. doi: 10.19675/j.cnki.1006-687x.2020.04024 [10] 傅涛,李伟,肖琼. 从“结合”到“深度融合”促进产学研合作勇攀高峰-北京大学环境产学研中心[J]. 中国科技创业, 2022(4): 24-27. [11] 李子阳. 蓝藻厌氧发酵产酸及发酵液作为反硝化外加碳源研究[D]. 无锡: 江南大学, 2020. [12] 余甜甜,王率率,张杰,等. 高压均质对蓝藻有机质释放与厌氧发酵产酸的促进效果[J]. 环境科学研究, 2020, 33(1): 155-162. doi: 10.13198/j.issn.1001-6929.2019.03.15 [13] 殷鹏,张建华,孔繁璠. 太湖蓝藻无害化处置资源化利用现状分析与对策研究[J]. 江苏水利, 2019(9): 23-25. doi: 10.16310/j.cnki.jssl.2019.09.006 [14] 李子阳,陆东亮,华天予,等. 蓝藻发酵液中氮磷回收及其作为反硝化碳源研究[J]. 环境化学, 2020, 39(12): 3562-3573. [15] 王松,谢洪勇. 鸟粪石结晶法回收高浓度酸性含磷废水中磷的研究[J]. 江苏农业期刊, 2020, 48(4): 282-285. [16] 赵美萍, 钱盘生, 师明赫, 等. 一种蓝藻中高碳低氮磷有机物组分的提取分离方法[P]. 申请号: 202310065338.4 2023-01-16. [17] 钱盘生. 一种利用蓝藻生物复合碳源及其制备方法: CN113461152A[P]. 2021-10-01. [18] 钱盘生. 一种利用蓝藻制备生物复合碳源及其制备工艺: CN116621320A[P]. 2023-08-22. [19] 上海量远检测技术有限公司. MSDS化学品安全技术说明书[R]. 上海, 2022. [20] 国家环境保护总局《水和废水监测分析方案》编委会. 水和废水分析监测方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002. [21] 彭志英. 农废复合碳源的脱氮除磷效果和微生物群落研究[D]. 无锡: 江南大学, 2021. [22] 中华人民共和国生态环境部. 城镇污水处理厂污染物排放标准: 中华人民共和国国家标准: GB 18918-2002[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2002. [23] 周可遥. 新型复合碳源的制备及其强化农村生活污水反硝化效果的研究[D]. 上海: 华东师范大学, 2022. [24] 张佳颖, 刘心怡, 周俊才, 等. 乳酸钠和乙酸钠作为碳源对生物脱氮的影响[J]. 中国给水排水, 2023: 1-9. [25] 申响政. 复合碳源与乙酸钠碳源反硝化情况研究性比对试验[J]. 山东化工, 2021, 50(24): 249-251. doi: 10.3969/j.issn.1008-021X.2021.24.083 [26] ZHENG X W,ZHANG S Y,HUANG D Y,et al. A pilot-scale deep bed denitrification filter for secondary effluent treatment using sodium acetate as external carbon[J]. Water Environment Research, 2019, 91(6): 491-499. doi: 10.1002/wer.1035 [27] 李春向. 市政污水处理厂出水氨氮超标问题及处理[J]. 资源节约与环保, 2021(4): 101-102. doi: 10.3969/j.issn.1673-2251.2021.04.055 [28] 常静. 污水处理中活性污泥微型动物运动行为研究[D]. 马鞍山: 安徽工业大学, 2019. [29] WANG H S,CHEN N,FENG C P,et al. Insights into heterotrophic denitrification diversity in wastewater treatment systems:Progress and future prospects based on different carbon sources[J]. Science of the Total Environment, 2021, 780: 146521. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.146521 [30] 黄超,漆新华,曹文平,等. 指示性生物监测和分析在水质净化过程中的特性与作用[J]. 环境科技, 2019, 32(5): 67-70. -
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 3628
- HTML全文浏览数: 3628
- PDF下载数: 95
- 施引文献: 0
