摘 要：为了探究活性污泥好氧及厌氧消化过程中添加给水污泥对其的影响和效果，分析了在剩余污泥好氧、厌氧消化不同时间段添加不同投加量给水污泥混凝沉淀后的总固体（TS）、挥发性固体（VS）降解效果，以对比不同条件对剩余污泥稳定性的影响。通过化学需氧量（COD）、浊度、氨氮及总氮的变化来分析加入给水污泥混凝沉淀后剩余污泥好氧、厌氧消化出水水质的变化。结果表明：在厌氧消化第8天，投加量为3000mg/L时，剩余污泥总固体（TS）下降了34.0%，挥发性固体（VS）下降了14.6%;添加给水污泥进行混凝沉淀后，最终产物出水水质变好，氨氮浓度降低;剩余污泥脱水性得到提高。在给水污泥投加量为1000mg/L时，氨氮含量下降了50.26%。
关键词：剩余污泥;给水污泥;好氧消化;厌氧消化;混凝沉淀
前言
都市化與人口增加导致市政污水处理厂数量的急剧增加，从而伴随着产生大量的剩余活性污泥[1-2]。剩余活性污泥含水率高、有机物含有量高、容易腐烂，从而严重影响自然环境与生活环境，其有效的处理与处置已成为包括我国在内的许多工业化新兴国家迫切需要解决的问题[3]。很多工业化国家所采用的焚烧等方法除了投资费用高、运行管理费用高等问题外，从温室气体减排减量的观点来看，其耗能与焚烧产生的气体排放也是必须重新认识与解决的课题[4]。因此，我们急需研究新型高效的方法以实现剩余活性污泥的稳定化及提高处理水水质。给水污泥是城市给水处理的副产物[5-6]，主要来自初沉池和过滤器的反冲洗排水，其水量一般约占给水厂总净水量的4%-7%[7]。污泥中固体以无机成分为主，有机物含量较少，属于无机污泥[8]。主要无机物成分为SiO2、Al2SiO5（OH）2、AlPO4和Fe3FeSiO4
（OH）5，有机物含量与原水中的有机质含量相关[8-9]。目前在我国，给水污泥主要通过弃地填埋、土地应用、卫生填埋场、海洋处置等[10]方法进行处理，污泥大量填埋在废弃土壤和垃圾填埋场会造成严重的环境问题和健康问题，如严重的土地污染和地下水污染等[11]。由于经济的发展，近几十年来我国人口的增长及城市水处理厂的数量不断增加导致给水污泥的量显著增加。在上述背景及现状的基础上，本实验利用给水污泥来提高活性污泥处理最终产物的稳定性及处理水水质。利用该方法，期待可以实现活性污泥稳定化处理的同时，提高处理水水质，并且达到高效处理给水污泥的目的。为包括我国在内的许多工业化新兴国家所面临的急需解决的活性污泥与给水污泥的问题提供一种高效、环境负荷低、且资源可循环利用型的新方法。 本实验主要研究剩余活性污泥好氧及厌氧处理不同时间段添加不同投加量给水污泥进行混凝沉淀对剩余活性污泥的减量化、稳定化及最终出水水质的影响和效果，确定使剩余活性污泥稳定性以及出水水质达到最佳状况的给水污泥投加量和投加时间。本实验通过pH、总固体（TS）、挥发性固体（VS）降解效果，以对比不同条件对剩余活性污泥稳定性的影响。通过总化学需氧量（COD）、氨氮的变化来分析加入给水污泥混凝沉淀后剩余活性污泥好氧、厌氧消化后出水水质的变化。
1 材料与方法
1.1 污泥准备
剩余活性污泥为取自南京市某污水处理厂的回流污泥，给水污泥为取自南京市某给水处理厂的沉淀池污泥。给水污泥离心后密封备用。剩余活性污泥从污水厂取回，静置4小时，倒去上部分液体后备用。剩余活性污泥和给水污泥的物理化学特性如表1。
表1 污泥的基本特性
1.2 剩余活性污泥好氧/厌氧消化不同时间与不同投加量给水污泥混合实验
1.2.1 剩余活性污泥好氧与厌氧消化实验
好氧及厌氧消化装置为不透光聚乙烯反应器，容量为50L。分别取30L剩余活性污泥进行好氧与厌氧消化实验，好氧消化反应器盖子上方开孔通入空气管，泵抽空气鼓进装水的锥形瓶，湿润的空气进入好氧污泥罐中进行曝气;厌氧消化反应器保持密封，维持厌氧环境，由于厌氧消化中发挥作用的细菌多为兼性厌氧菌，因此厌氧条件比较容易控制;反应器置于常温避光处。取样时分别从两个反应器中取剩余污泥，取完后立即盖上盖子。
1.2.2 剩余活性污泥好氧消化不同时间段与给水污泥混凝沉淀实验
剩余活性污泥好氧消化第 0，4，8，14天分别取2L剩余活性污泥，分为4等份置于500mL烧杯，然后分别添加不同浓度（0，500，1000，3000mg/L）给水污泥进行混凝沉淀实验：急速搅拌10min，缓速搅拌30min，沉淀2h。实验后，上清液直接取样用于测定其浊度，用0.2μm纤维膜过滤后测定COD、氨氮、总氮等指标;沉淀物质直接取样测定其TS、VS等指标的同时做静态实验，测定其放置不同时间的脱水性、臭气产生量的变化，同时进行固液分离，测定固液相的性状差异。
1.2.3 剩余活性污泥厌氧消化不同时间段与给水污泥混凝沉淀实验
剩余活性污泥厌氧消化第 0，4，8，14天分别取2L剩余活性污泥，分为4等份置于500mL烧杯，然后分别添加不同浓度（0，500，1000，3000 mg/L）给水污泥进行混凝沉淀实验：急速搅拌10min，缓速搅拌30min，沉淀2h。具体做法与1.2.2相同。
1.3 测定与分析
1.3.1 pH、浊度的测定
pH为pH计（pH Meter HM-21P，TOAOK）直接测量;浊度为便携式浊度测量仪测量。
1.3.2 氨氮（NH4+）的测定
氨氮的测定方法选用纳氏试剂光度法，使用的测定仪器为分光光度计，实验过程中使用50ml磨口瓶和烧杯若干，同样的，在氨氮的测量实验中，也应全程使用无氨水进行操作。纳氏试剂光度法是利用碘化汞和碘化钾与氨的反应原理来测量氨氮含量的，碘化汞与碘化钾在碱性条件下与氨反应生成淡红棕色胶状化合物质，这种颜色在较宽的波长内能够被强烈吸收，一般情况下氨氮的测量波长为410～425nm。此外，氨氮的测量需要设置全程序空白实验，是指以无氨水代替水样进行同样的实验步骤，最后作为参照组进行数据比对。
1.3.3 COD的测定
COD的测定方法选用微波消解法进行测量。在强酸性溶液中，准确加入过量的重铬酸钾标准溶液，加热回流，将水样中还原性物质（主要是有机物）氧化，過量的重铬酸钾以试亚铁灵作指示剂，用硫酸亚铁铵标准溶液回滴，根据所消耗的重铬酸钾标准溶液量计算水样化学需氧量。实验中用移液管移水样5.00mL催化剂（硫酸-硫酸银溶液），摇匀。另作一空白样，加5.00mL蒸馏水，其他照加。放入微波炉消解，3罐-5min，4罐-6min，5罐-7min，消解液倒入锥形瓶中，冲洗消解罐3次，加两滴指示剂，用硫酸亚铁铵回滴，颜色由黄经蓝绿至红褐色，即为终点。
1.3.4 总固体（TS）、挥发性固体（VS）的测定
总固体（TS）、挥发性固体（VS）采用重量法测定。先将洗净灼烧至恒重（600℃条件下大约60min）的坩埚称重G1;用量移液管量取10ml污泥，放入坩埚，将坩埚放入105℃的烘箱中烘烤24小时后取出，放在干燥器中冷却至室温，然后称重G2;将坩埚放入600℃的马弗炉中灼烧2小时，取出后放入干燥器中冷却至室温后称重G3;用G2-G1除以污泥的体积得到污泥的TS;用G2-G3除以污泥的体积得到污泥的VS。
2 结果与讨论
2.1 剩余活性污泥与给水污泥混凝沉淀实验后出水水质变化
2.1.1 COD变化
将消化过程不同时间好氧污泥与不同浓度给水污泥混合后进行混凝沉淀，测得的COD含量由图1可见。可以看出不同时间投加不同浓度给水污泥对COD的含量有一定的影响。随着好氧消化的进行，剩余污泥上清液中的COD含量逐渐升高。在消化过程中，上清液的COD从33.6mg/L上升到134.4mg/L。这是因为好氧消化过程中微生物有机体内源代谢，利用氧气分解生物可降解的有机物质及细胞原生质，使污泥絮体解体，形成细小的颗粒，因此上清液的COD上升。张艳萍等在研究pH的调节对好氧消化污泥沉降和脱水性能的影响时发现在未进行pH控制的反应器中，好氧消化污泥上清液中的COD随着消化的进行而上升，通过调节pH，上清液的COD有所降低[12]。第0、4、8天投加给水污泥都使好氧污泥中COD升高。相对于未添加给水污泥的对照组，COD分别提高了100%、75%、52%。这说明加入给水污泥后进行混凝沉淀，造成被吸附有机物的释放、被吸附有机物微生物不完全代谢产物的释放、细胞内容物的释放等[13]，使得水中的有机物含量增加。从不同时间厌氧污泥与不同浓度给水污泥混合后进行混凝沉淀的实验中也可以看出同样的趋势（图2）。相对于未添加给水污泥的对照组，COD浓度分别提高了100%、66.7%、25%。杨光等在验证微量元素Fe、Ni对污泥厌氧消化优化调理时发现在厌氧污泥水解产酸过程中添加微量元素Fe，相比于未添加的对照组，添加微量元素的SCOD浓度高出了15.3%[14]。 2.1.2 氨氮（NH4+）浓度变化
剩余活性污泥好氧消化不同时间段添加不同浓度给水污泥的氨氮变化如图3所示。从图中可以看出，氨氮浓度总体变化趋势是先上升后下降。这表明在剩余活性污泥好氧消化的初始阶段，微生物分解生成的氨溶于水中以氨氮的形式存在，随着好氧消化的进行，经过硝化细菌的硝化作用，氨氮的含量有所下降。李晓娟等在探究城市剩余活性污泥好氧消化的过程中，对好氧污泥进行曝气也证明了好氧消化这一规律[15]。
将好氧消化不同时间段剩余活性污泥与不同浓度给水污泥混合后进行混凝沉淀，测得的氨氮含量如图3所示。可以发现，在剩余活性污泥好氧消化不同时间投加不同投加量给水污泥对氨氮的含量有一定的影响。添加给水污泥进行混凝沉淀后，氨氮的含量都有不同程度的下降。添加给水污泥混凝沉淀后氨氮去除率最高分别达到了91.7%、12.0%、20.4%、50.3%。这说明投加给水污泥增加了水中金属离子的含量，从而通过电中和作用降低了水中氨氮的含量。实验数据表示，在14天添加1000mg/L的给水污泥，氨氮去除率达到了50.3%。
剩余活性污泥厌氧消化不同时间段添加不同浓度给水污泥的氨氮变化如图4所示。剩余活性污泥厌氧消化过程中，氨氮浓度总体变化趋势是先上升后下降，这是因为厌氧条件下微生物内有机体内源代谢产生氨氮，使氨氮含量升高，后又由于微生物的同化作用、硝化及反硝化作用使氨氮含量降低。实验数据表示，在第8天氨氮含量达到峰值。胡述龙等在厌氧消化实验中也得出了相似的结论，上清液氨氮浓度呈现总体上升的变化趋势，上清液氨氮浓度在厌氧贮存12天左右分别达到峰值并趋于稳定[16]。
2.1.3 浊度变化
从图5及图6可以看出，添加不同浓度给水污泥进行混凝沉淀后，剩余活性污泥好氧及厌氧消化不同时间段的出水浊度除有少量波动外，都有不同程度的降低，这说明添加不同浓度给水污泥混凝沉淀可以使剩余活性污泥消化出水水质变好。在好氧消化第14天投加3000mg/L给水污泥浊度去除率最高达到了39.4%。在厌氧消化第14天投加1000mg/L给水污泥浊度去除率最高达到了66.2%。这是因为给水污泥中的混凝剂成分能形成高分子聚合物，吸附剩余污泥中的细小颗粒，并通过吸附架桥作用形成絮体，絮体增大到一定程度会沉淀下来，从而降低了剩余污泥液相中的胶体颗粒[17]。
2.2 剩余活性污泥与给水污泥混凝沉淀实验后沉淀物稳定性变化
添加给水污泥混凝沉淀后，剩余污泥沉淀后沉淀物中总固体含量及挥发性固体含量变化如图7及图8所示。可以看出，剩余污泥沉淀后沉淀物中总固体含量下降，挥发性固体也得到有效去除。在厌氧消化第8天投加3000mg/L给水污泥总固体下降了33.9%。在厌氧消化第4天投加1000mg/L给水污泥总固体下降了26.8%。ABBOTT等在研究微量元素对厌氧消化有机物的去除率实验中，结果表明添加FeCl3使污泥厌氧消化有机物去除率降低了6.8%[18]。杨光等研究添加不同浓度Fe微量元素对污泥厌氧消化中有机物去除的影响，结果表明添加后厌氧消化后VS去除率在21%-30%之间[14]。
3 结束语
（1）投加给水污泥混凝沉淀可以释放剩余污泥中的有机物质，在好氧消化第4天，与不添加给水污泥相比，投加1000mg/L以及1500mg/L后上清液的浊度明显降低，说明经过给水污泥调理可以降低剩余污泥液相中的悬浮物和胶体颗粒浓度，进而提高剩余污泥的脫水性能。
（2）投加给水污泥混凝沉淀可以释放剩余污泥中的有机物质，在厌氧消化第4天、第8天以及第14天剩余污泥上清液的浊度均有所降低，且好氧消化后的浊度远低于厌氧消化后的浊度，可以看出厌氧过程会使脱水性能变差。因为厌氧过程会使微生物细胞结构破坏，形成众多小颗粒释放到液相中。
（3）给水污泥的投加，增加了水中金属离子的含量，通过电中和作用降低了水中氨氮的含量。在好氧消化第14天，投加量为3000mg/L时，剩余污泥氨氮总量下降了50.3%。
（4）给水污泥的投加，污泥中总固体含量下降，挥发性固体也得到有效去除。在厌氧消化第8天，投加量为3000mg/L时，剩余污泥总固体下降了34.0%，挥发性固体下降了14.6%。
（5）给水污泥中的混凝剂成分可用于活性污泥的减量化，经混凝沉淀后可以去除上清液中的胶体物含量，上清液水质得到改善。
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