典型酸堿條件下NO2-對(duì)剩余污泥水解產(chǎn)酸的影響

王 博,王淑瑩,袁 悅,彭永臻(北京工業(yè)大學(xué),北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心,北京 100124)

典型酸堿條件下NO2-對(duì)剩余污泥水解產(chǎn)酸的影響

王 博,王淑瑩,袁 悅,彭永臻*(北京工業(yè)大學(xué),北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心,北京 100124)

控制溫度35℃,在典型pH值條件下(酸性5.0,堿性9.0)對(duì)比研究了NO2-對(duì)剩余污泥水解酸化性能的影響.結(jié)果表明:投加亞硝酸鹽促進(jìn)了剩余污泥的水解,提高了總可溶性COD(SCOD)產(chǎn)量,且隨著時(shí)間的進(jìn)行,酸性時(shí)比堿性時(shí)水解程度更高,到第28d時(shí),總SCOD濃度由高到低依次為B1(pH=5且加NO2-),B2(pH=9且加NO2-),B4(pH=9且未加NO2-),B3(pH=5且未加NO2-);B1,B2,B3和B4中總揮發(fā)性脂肪酸(TVFAs)最高濃度分別為4476,4303,1350和2921mg/L,表明亞硝酸鹽同樣增強(qiáng)了污泥的酸化程度,并且酸性條件時(shí)促進(jìn)作用更大.除此之外,酸性且投加NO2-的條件可以有效減少氨氮的釋放.

pH值；NO2-；剩余污泥；水解；酸化

目前,活性污泥法是生活污水、城市污水處理中最常用的工藝,然而,處理過程中會(huì)產(chǎn)生大量的剩余污泥[1].如何實(shí)現(xiàn)污泥的減量化、穩(wěn)定化、無害化是城市污水處理廠面臨的重大難題.剩余污泥發(fā)酵產(chǎn)生的揮發(fā)性脂肪酸被認(rèn)為是營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)去除過程中易于利用的碳源[2].然而,許多研究過程采用提取發(fā)酵上清液作碳源的方法[3-4],這樣不僅需要解決污泥發(fā)酵液泥水不易分離的難題[5],而且還面臨發(fā)酵產(chǎn)物被產(chǎn)甲烷菌消耗的問題[6].向厭氧發(fā)酵污泥中加入亞硝酸鹽,可以使剩余污泥發(fā)酵與反硝化同時(shí)進(jìn)行,進(jìn)而實(shí)現(xiàn)內(nèi)碳源原位開發(fā)和利用[7],這種耦合方式具有如下優(yōu)點(diǎn):由于 NO2

-的存在,避免了產(chǎn)甲烷反應(yīng)的發(fā)生,防止了發(fā)酵產(chǎn)物被產(chǎn)甲烷菌消耗;發(fā)酵產(chǎn)物產(chǎn)生后隨即被周圍的反硝化菌利用,增加了發(fā)酵反應(yīng)和產(chǎn)物傳質(zhì)的推動(dòng)力;反硝化反應(yīng)產(chǎn)生堿度,能使反應(yīng)器保持在中性或偏堿性的條件下運(yùn)行,避免過度酸化[8-9].

pH值是影響厭氧污泥發(fā)酵和反硝化反應(yīng)的重要因素.Chen等[6]指出堿性和酸性時(shí)污泥水解性能高于中性,而揮發(fā)性脂肪酸產(chǎn)量在堿性條件下均高于其他條件;在早期的文獻(xiàn)中產(chǎn)酸相反應(yīng)器中最適的pH值通常設(shè)定在5.0與6.0之間[10].此外,有研究表明當(dāng)用揮發(fā)性脂肪酸作為反硝化碳源時(shí),適宜的pH范圍是7.0～8.0,且當(dāng)pH值低于6.5或高于9.0時(shí)反硝化速率有所下降[11].綜合以上內(nèi)容,本研究通過批量試驗(yàn)將亞硝酸鹽投加到剩余污泥發(fā)酵系統(tǒng),以期探究利于發(fā)酵的較佳酸堿條件下(pH=5和 9),亞硝酸鹽或反硝化對(duì)厭氧污泥消化的進(jìn)一步影響.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置與運(yùn)行

圖1 試驗(yàn)裝置示意Fig.1 Schematic diagram of experimental setup

如圖1所示,反應(yīng)器為4個(gè)容積1.7L的廣口試劑瓶,分別添加 1.5L的新鮮剩余污泥,曝氮?dú)?min以去除反應(yīng)器內(nèi)的氧氣,并立即用橡膠塞封閉.控制反應(yīng)器中溫度為(35±1)℃,使用磁力攪拌器(500r/min)進(jìn)行攪拌,使反應(yīng)器中的泥水混合物充分混勻.使用WTW Multi340i水質(zhì)測(cè)定儀對(duì)pH值進(jìn)行實(shí)時(shí)監(jiān)控,每天在07:00,15:00,23:00手動(dòng)調(diào)節(jié)B1,B2,B3,B4反應(yīng)器的pH值,使其分別穩(wěn)定在5.0,9.0,5.0,9.0(用3mol/L的NaOH和3mol/L的HCl調(diào)節(jié)),并定時(shí)(12:00)向B1,B2反應(yīng)器中投加100gN/L的NaNO2溶液1.5mL.反應(yīng)器共運(yùn)行28d,取樣周期為2d,每次定時(shí)(11:30)從4個(gè)反應(yīng)器中取泥水混合液15mL,用0.45μm的醋酸纖維濾膜過濾,對(duì)濾液中的 NO2--N、NH4+-N、PO43--P、COD、蛋白質(zhì)、多糖,揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)等指標(biāo)進(jìn)行測(cè)定.每個(gè)樣品均測(cè)3次,圖表中的數(shù)據(jù)是3次所得結(jié)果的平均值.

1.2 剩余污泥來源與性質(zhì)

剩余污泥取自本實(shí)驗(yàn)室以生活污水為處理對(duì)象的中試 SBR反應(yīng)器(有效容積:7m3),經(jīng)自來水淘洗后濃縮至所需污泥濃度(約10g/L),污泥特性見表1.

1.3 測(cè)定方法

SS、VSS采用稱重法測(cè)定[12],NO2--N、NH4+-N、PO43--P采用LACHAT QuikChem8500Series2流動(dòng)注射儀測(cè)定.COD采用連華科技 5B-1型COD快速測(cè)定儀測(cè)定.蛋白質(zhì)采用 lowry-Folin法測(cè)定[13].多糖采用蒽酮比色法測(cè)定[14].

VFAs采用 Agilent 7890A氣相色譜儀測(cè)定,N2為載氣,FID 檢測(cè)器,色譜柱型號(hào)及尺寸:Agilent DB-WAXetr,30m×530μm×1μm,載氣流量為 3.8mL/min;起始爐溫為 80℃,維持 1min后以 20℃/min升溫至 160℃,1min后再以 5℃/min升溫至180℃停留2min.進(jìn)樣器和檢測(cè)器溫度分別升至220和250℃,進(jìn)樣體積為2.0μL.

表1 試驗(yàn)所用剩余污泥的性質(zhì)Table 1 Characteristics of waste activated sludge(WAS)

2 結(jié)果與討論

2.1 NO2-投加對(duì)剩余污泥水解的影響

式中: CSCOD為理論上產(chǎn)生的總 SCOD,mg/L; CA? NO?2為投加的NO2--N量,mg/L; CNO?2為反應(yīng)器中 NO2--N 濃度,mg/L; Cobs-COD為反應(yīng)器中SCOD濃度,mg/L; 1.72為反硝化1mg NO2--N所需理論COD質(zhì)量.

厭氧污泥發(fā)酵主要包括 3個(gè)階段:水解,酸化和產(chǎn)甲烷,研究表明NO2-的存在(B1和B2投加了NaNO2)使產(chǎn)甲烷菌受到抑制,產(chǎn)甲烷性能下降或停止(亞硝酸鹽濃度為50mgN/L時(shí),甲烷產(chǎn)生量將減少80%[15]),于是發(fā)酵產(chǎn)物不再被產(chǎn)甲烷菌消耗,而主要被反硝化菌群利用[8-9],因此理論上產(chǎn)生的總SCOD由表觀測(cè)得的SCOD量和用于反硝化的SCOD量組成[式(1)].污泥的水解情況可以根據(jù)總SCOD 的變化來判斷(圖 2),明顯看出,在B3(pH=5),B4(pH=9)未投加 NO2-的條件下,二者SCOD均呈現(xiàn)出先上升后下降的趨勢(shì),且分別在第6d (3083.0mg/L)和第4d (5679.5mg/L)達(dá)到最高值,B4在整個(gè)發(fā)酵過程中總SCOD濃度始終高于B3,可見與酸性條件相比,堿性條件下污泥水解程度更大,這與苑宏英等的[16]研究結(jié)果一致.

圖2 總SCOD的變化情況Fig.2 Variation of the total SCOD concentrations

對(duì)比B1,B2中總SCOD濃度(圖2),發(fā)現(xiàn)二者變化趨勢(shì)有很大區(qū)別,B2(pH=9且投加 NO2-)中總 SCOD 前期出現(xiàn)波動(dòng)后期不斷增加,而B1(pH=5且投加NO2-)中總SCOD隨時(shí)間一直升高.第14d之前,B2中SCOD濃度始終高于B1,第 14d之后盡管二者均呈現(xiàn)不斷上升的趨勢(shì),但B1中總SCOD卻一直高于B2.酸性條件下,比較B1和B3中SCOD濃度,發(fā)現(xiàn)二者在第6d之前相差不大,第6d之后,B1中總SCOD明顯高于B3,且差距隨時(shí)間不斷增大,到第 28d時(shí),B1中總SCOD是B3的10倍之多.堿性條件下,比較B2和B4中SCOD濃度,發(fā)現(xiàn)在整個(gè)發(fā)酵階段,B2始終高于 B4.綜合以上得出,投加亞硝促進(jìn)了剩余污泥的水解,提高了總SCOD產(chǎn)量,且隨著時(shí)間的增加,酸性條件時(shí)所積累的總?cè)芙庑杂袡C(jī)物產(chǎn)量更高.

圖3 NO2--N還原速率與FNA濃度隨時(shí)間的變化情況Fig.3 Variations of NO2--N reduction rate and FNA concentration

分析上述現(xiàn)象產(chǎn)生的原因,一方面,在整個(gè)發(fā)酵過程中由于每天都向B1,B2中投加亞硝酸鹽,盡管反硝化作用一直存在(如圖3, B1、B2反應(yīng)器中平均反硝化速率均維持在3.7mg N/(L·d)),但是 NO2

--N濃度是一個(gè)漸變的過程.亞硝酸鹽的存在,使得反應(yīng)器中不再是嚴(yán)格厭氧環(huán)境,產(chǎn)甲烷菌受到抑制,進(jìn)而減少了產(chǎn)甲烷作用對(duì)于發(fā)酵產(chǎn)物的消耗,而反硝化作用的存在使得發(fā)酵產(chǎn)物隨即被反硝化菌利用,增加了水解產(chǎn)酸過程的推動(dòng)力[9],因此投加亞硝促進(jìn)了剩余污泥的水解,總SCOD產(chǎn)量得到提高(圖 2).另一方面,在酸性且含有 NO2

--N 條件下會(huì)產(chǎn)生大量游離亞硝酸(FNA),反應(yīng)衍生物如NO,N2O3和NO2也會(huì)伴隨產(chǎn)生,而NO已被證明對(duì)于菌群是一種高毒性的化合物,且N2O3和NO2可破壞蛋白質(zhì)的結(jié)構(gòu),進(jìn)而引發(fā)細(xì)胞破損[17-18].系統(tǒng)中的這些物質(zhì)與菌群隨著接觸時(shí)間的增加,在很大程度上會(huì)加速微生物的衰減,進(jìn)而使得污泥發(fā)酵產(chǎn)生的總SCOD不斷增加.另外, pH=5時(shí),FNA平均值為 4.6mg/L,而 pH=9時(shí),FNA平均值為 2.8×10-4mg/L,可見FNA在酸性條件比堿性條件濃度更高(圖3)對(duì)產(chǎn)甲烷菌的抑制作用更強(qiáng),使得產(chǎn)甲烷作用消耗的有機(jī)酸較少,因而隨著時(shí)間的增加,酸性條件時(shí)所積累的總?cè)芙庑杂袡C(jī)物產(chǎn)量更高(圖2).

2.2 蛋白質(zhì)濃度的變化

污泥中的有機(jī)物主要由蛋白質(zhì)組成(表1),其含量直接影響著系統(tǒng)中揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)的多少.由圖4可見,B2中蛋白質(zhì)濃度呈現(xiàn)不斷下降的趨勢(shì)且在第 1d達(dá)到最高值(536.9mg/L),可見其變化決定了 SCOD前期整體下降的趨勢(shì)(圖2);B3和B4反應(yīng)器則呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì),這與 SCOD的變化基本一致(圖 2),二者均在第6d達(dá)到最高值,分別為355.8,544.7mg/L;B1中蛋白質(zhì)濃度不斷增加且在第 14d達(dá)到最高值585.9mg/L,表明 SCOD前期增加的原因主要是蛋白質(zhì)含量的提高.對(duì)比相同 pH值下投加亞硝酸鹽和未投加亞硝酸鹽反應(yīng)器中(B1和B3、B2和B4)蛋白質(zhì)濃度,發(fā)現(xiàn)B1(pH=5,加NO2-)中蛋白質(zhì)濃度始終高于 B3(pH=5,未加 NO2-);而B2(pH=9,加 NO2-)除在第 6d蛋白質(zhì)濃度低于B4(pH=9,未加NO2-)外,其余時(shí)間均高于B4.綜合以上可以得出,NO2-投加可以增強(qiáng)污泥溶解性能,促進(jìn)蛋白質(zhì)溶出,進(jìn)而提高SCOD產(chǎn)量.

圖4 蛋白質(zhì)濃度的變化Fig.4 Variation of the protein concentrations

有研究表明,堿性條件下蛋白質(zhì)溶出量多于酸性和中性條件,且其濃度隨著發(fā)酵時(shí)間的延長(zhǎng)逐漸增加[19],對(duì)比B3與B4反應(yīng)器中蛋白質(zhì)濃度(圖 4),可以看出,B3始終低于 B4,與上述研究結(jié)果相同.然而,B1與B2反應(yīng)器中蛋白質(zhì)濃度的比較卻與上述規(guī)律有所不同,發(fā)現(xiàn)第10d之前,B1中蛋白質(zhì)濃度低于B2,例如,第6d時(shí)B1和B2中蛋白質(zhì)濃度分別為388.7,489.9mg/L;第10d之后B1中蛋白質(zhì)濃度超過B2,且二者之間的差距有所增大,例如第14d時(shí)B1和B2中蛋白質(zhì)濃度分別為585.8,416.3mg/L,二者相差169.5mg/L,而第26天時(shí) B1和 B2中蛋白質(zhì)濃度分別為 497.6, 292.6mg/L,二者相差 205.0mg/L.綜合以上得出,隨著時(shí)間的增加,亞硝酸鹽的加入使得酸性比堿性更能促進(jìn)蛋白質(zhì)溶出.

2.3 NO2-投加對(duì)剩余污泥酸化的影響

表2 TVFAs濃度隨時(shí)間變化情況(mg COD/L)Table 2 Variations of TVFAs over time (mg COD/L)

研究表明,揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)特別是其中的乙酸,是反硝化過程中優(yōu)先利用的碳源[20-21],因此 B1和 B2反應(yīng)器中理論上產(chǎn)生的總 VFAs (TVFAs)由表觀測(cè)得的VFAs量和用于反硝化的VFAs量組成.由表2可以看出,在同一pH值條件下隨時(shí)間增加,投加 NO2-時(shí) TVFAs濃度高于未投加NO2-時(shí),表明亞硝酸鹽增強(qiáng)了污泥的酸化程度.例如第12d時(shí),B1、B3(pH值均為5)中TVFAs濃度分別為1772.7,953.1mg/L,B2、B4中(pH值均為9)TVFAs濃度分別為2944.9,2619.0mg/L.經(jīng)分析,出現(xiàn)這種現(xiàn)象的原因有以下三點(diǎn):1)兩種典型酸堿條件與亞硝酸鹽的投加使得污泥水解產(chǎn)物增多(圖2),酸化細(xì)菌有更多的可溶性物質(zhì)進(jìn)行酸化;2)NO2-或FNA對(duì)產(chǎn)甲烷菌有很強(qiáng)的抑制性,使反應(yīng)能夠很好地控制在酸化階段[22];3)亞硝酸鹽激發(fā)了反硝化的進(jìn)行(圖 3),酸化產(chǎn)生的 VFAs被更多的利用,(到第28d時(shí),B1、B2中反硝化作用所消耗的VFAs占TVFA產(chǎn)量的比例分別達(dá)到94%和97.8%),從而避免了底物反饋抑制,導(dǎo)致生化反應(yīng)推動(dòng)力增強(qiáng)和TVFAs產(chǎn)量的提高.

B1和B2中TVFAs在第28d達(dá)到最高濃度,分別為4501.5和4329.5mg/L,相比之下,B3和B4中TVFAs濃度比較低且在第8d取得最高值,分別為1350.7,2921.5mg/L.特別指出,當(dāng)pH=9,投加亞硝酸鹽時(shí) TVFAs最高濃度是未投加時(shí)的 1.5倍,而當(dāng)pH=5,投加亞硝酸鹽時(shí)TVFAs最高濃度是未投加時(shí)的3.3倍.這說明,與堿性條件相比,酸性條件時(shí)投加亞硝酸鹽更能促進(jìn)污泥酸化程度.

由圖5可以看出,隨著時(shí)間的增加,B1和B2反應(yīng)器中TVFAs占SCOD的百分比例趨于穩(wěn)定,在16d～28d期間B1和B2中TVFAs/SCOD平均值分別為50.5%和66.4%.由于TVFAs是發(fā)酵產(chǎn)酸的主要產(chǎn)物,其占SCOD的比例直接反映出酸化階段在整個(gè)污泥發(fā)酵過程中所取得的效果,圖5中數(shù)據(jù)結(jié)果表明在典型酸堿條件下(pH=5和pH=9),投加亞硝使得酸化階段產(chǎn)物均超過污泥發(fā)酵產(chǎn)生SCOD的一半,并且堿性條件下酸化階段產(chǎn)物更高.

圖5 B1(pH=5,加NO2-)和B2(pH=9,加NO2-)反應(yīng)器中TVFAs/SCOD的變化情況Fig.5 Variations of TVFAs/SCOD in B1 (pH=5with NO2-addition) and B2 (pH=9with NO2-addition) reactor during fermentation

2.4 NO2-投加對(duì)NH4+-N和PO43--P釋放的影響

圖6 NH4+-N和PO43--P濃度的變化Fig.6 Variations of the concentrations of NH4+-N and PO43--P during fermentation

污泥水解酸化過程中不僅有 SCOD、VFAs等有機(jī)物質(zhì)溶出,同時(shí)也伴隨著氮磷的釋放.不管NO2-投加與否,剩余污泥發(fā)酵均導(dǎo)致了可溶性NH4+-N和PO43--P濃度的增加(圖6).從圖6a和圖6b中看出,4個(gè)反應(yīng)器中氨氮濃度變化均為起始時(shí)(0～4d)不斷增加而后趨于穩(wěn)定,B1,B3中氨氮平均濃度分別為 41.2,315.6mg/L,而 B2,B4分別為 527.0,457.7mg/L,可見酸性條件下,投加NO2-時(shí)釋放的氨氮量低于未投加時(shí),而堿性條件下結(jié)果相反.對(duì)比圖6a中 B1、B2氨氮濃度,在二者均投加亞硝酸鹽的條件下,堿性時(shí)釋放的氨氮濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于酸性,到第28d時(shí),B2中NH4+-N濃度已達(dá)到628.2mg/L,而B1中僅為26.8mg/L,前者與后者的比值達(dá)到23倍之多.從圖6b中可以看出,在B3、B4均未投加亞硝酸鹽的條件下,仍然有堿性時(shí)氨氮濃度高于酸性的規(guī)律,但二者濃度差別較小.分析 B1中氨氮濃度較低的原因:有機(jī)質(zhì)中的蛋白質(zhì)在酸性的條件下,由特定的細(xì)菌水解得到氨氮[23],然而 B1中蛋白質(zhì)濃度卻一直維持在較高水平,可見分解蛋白質(zhì)的發(fā)酵菌群受到了高FNA濃度(圖3)的抑制.綜合以上得出,酸性且投加NO2-的條件可以有效減少氨氮的釋放.從圖6c和圖6d可以看出,4種條件下,釋放的可溶性PO43--P濃度均大致呈現(xiàn)出波動(dòng)上升的趨勢(shì),B1,B3 中 PO43--P 平均濃度分別為131.8,153.7mg/L,而B2,B4分別為71.0,84.0mg/L,可以看出不論NO2-投加與否,均出現(xiàn)酸性時(shí)磷釋放量多于堿性時(shí)的規(guī)律.產(chǎn)生這種現(xiàn)象的原因是,磷在微生物體內(nèi)主要是以聚磷酸鹽的形式貯存,其在厭氧時(shí)發(fā)生水解,從而使得磷以溶解性磷酸鹽的形式釋放出來,而在堿性條件時(shí),一個(gè)或多個(gè)金屬磷酸鹽化合物的溶解性產(chǎn)物將會(huì)增多,導(dǎo)致金屬磷酸鹽沉淀的生成,因此堿性條件下的PO43--P濃度比酸性條件下的低.對(duì)比圖6c和圖6d,在相同酸堿條件下,投加 NO2-與未投加時(shí)PO43--P濃度大致相當(dāng),表明亞硝酸鹽雖然不會(huì)使磷釋放減少,但也沒有起到促進(jìn)作用.

3 結(jié)論

3.1 投加亞硝酸鹽促進(jìn)了剩余污泥的水解,提高了總SCOD產(chǎn)量,且隨著時(shí)間的進(jìn)行,酸性比堿性水解程度更高.

3.2 NO2-投加可以增強(qiáng)污泥溶解性能,促進(jìn)蛋白質(zhì)溶出,進(jìn)而提高SCOD產(chǎn)量.

3.3 亞硝酸鹽增強(qiáng)了污泥的酸化程度,并且酸性條件時(shí)促進(jìn)作用更大:B1(pH=5且加 NO2-), B2(pH=9且加 NO2-),B3(pH=5且未加 NO2-), B4(pH=9且未加 NO2-)中總揮發(fā)性脂肪酸(TVFAs)最高濃度分別為 4476,4303,1350, 2921mg/L.

3.4 酸性且投加NO2-的條件可以有效減少氨氮的釋放,B1,B2,B3和B4中氨氮平均濃度分別為41.2,527.0,315.6,457.7mg/L.雖然不會(huì)使磷的釋放量減少,但也不會(huì)有促進(jìn)作用.

[1]尹 軍,譚學(xué)軍,廖國(guó)盤,等.我國(guó)城市污水污泥的特性與處置現(xiàn)狀 [J]. 中國(guó)給水排水, 2003,19(13):21-24.

[2]Zheng X, Tong J, Li H, et al. The investigation of effect of organic carbon sources addition in anaerobic-aerobic (low dissolved oxygen) sequencing batch reactor for nutrients removal from wastewaters [J]. Bioresource Technology, 2009,100(9): 2515-2520.

[3]吳一平,劉 瑩,王旭東,等.初沉污泥厭氧水解/酸化產(chǎn)物作為生物脫氮除磷系統(tǒng)碳源的試驗(yàn)研究 [J]. 西安建筑科技大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2004,(4):421-423.

[4]鄒勝男,梅 翔,謝 玥,等.以剩余污泥水解酸化液為外加碳源的污水生物脫氮 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2011,(11):2519-2526.

[5]Moser-Engeler R, Kuhni M, Bernhard C, et al. Fermentation of raw sludge on an industrial scale and applications for elutriating its dissolved products and non-sedimentable solids [J]. Water Research, 1999,33(16):3503-3511.

[6]Chen Y G, Jiang S, Yuan H Y, et al. Hydrolysis and acidification of waste activated sludge at different pHs [J]. Water Research, 2007,41(3):683-689.

[7]Zhang L, Peng Y, Li Y, et al. Feasibility and characteristics of denitrification using excess sludge as the sole carbon source [C]// Hangzhou, China: Trans Tech Publications, 2012.

[8]韓曉宇.污泥脫水液短程硝化與污泥內(nèi)碳源反硝化脫氮 [D].哈爾濱:哈爾濱工業(yè)大學(xué), 2008.

[9]張 亮.污泥發(fā)酵耦合反硝化處理污泥消化液 [D]. 哈爾濱:哈爾濱工業(yè)大學(xué), 2009.

[10]Eastman J A, Ferguson J F. Solubilization of particulate organic carbon during the acid phase of anaerobic digestion [J]. Journal of the Water Pollution Control Federation, 1981,53(3I):352-366.

[11]徐亞同.pH 值、溫度對(duì)反硝化的影響 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 1994,14(4):308-313.

[12]APHA. Standard methods for the examination of water and wastewater [S]. 1998.

[13]Lowry O H, Rosebrough N J, Farr A L, et al. Protein measurement with the Folin phenol reagent [J]. Journal of Biological Chemistry, 1951,193(1): 265-275.

[14]Gaudy A. Colorimetric determination of protein and carbohydrate [J]. Water Wastes, 1962,7(1):17-22.

[15]Tugtas A E, Pavlostathis S G. Inhibitory effects of nitrogen oxides on a mixed methanogenic culture [J]. Biotechnology and Bioengineering, 2007,96(3):444-455.

[16]苑宏英,張華星,陳銀廣,等.pH對(duì)剩余污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)生的COD、磷及氨氮的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2006,27(7):1358-1361.

[17]Jiang G, Gutierrez O, Yuan Z. The strong biocidal effect of free nitrous acid on anaerobic sewer biofilms [J]. Water Research, 2011,45(12):3735-3743.

[18]Ss Y, R C, Gw L, et al. Anaerobic killing of mucoid Pseudomonas aeruginosa by acidified nitrite [J]. The Journal of Clinical Investigation, 2006,116(2):436-446.

[19]李 楊,段小睿,苑宏英,等.pH對(duì)剩余污泥厭氧酸化的影響 [J].中國(guó)給水排水, 2010,26(17):8-11.

[20]Bernat K, Wojnowska-Baryla I, Dobrzynska A. Denitrification with endogenous carbon source at low C/N and its effect on P (3HB) accumulation [J]. Bioresource Technology, 2008,99(7): 2410-2418.

[21]Elefsiniotis P, Wareham D G, Smith M O. Use of volatile fatty acids from an acid-phase digester for denitrification [J]. Journal of Biotechnology, 2004,114(3):289-297.

[22]Zhou Y, Oehmen A, Lim M, et al. The role of nitrite and free nitrous acid (FNA) in wastewater treatment plants [J]. Water Research, 2011,45(15):4672-4682.

[23]Parkin G, Owen W F. Fundamentals of anaerobic digestion of wastewater sludge [J]. Journal of Environmental Engineering, 1986,112(5):867-920.

發(fā)達(dá)國(guó)家海上風(fēng)電經(jīng)驗(yàn)借鑒

丹麥

丹麥?zhǔn)鞘澜缟巷L(fēng)電發(fā)展最快最好的國(guó)家,目前風(fēng)力發(fā)電占其全國(guó)電力的20%.丹麥海岸線長(zhǎng)達(dá)7000多公里,與其相連的北海風(fēng)力資源豐富,近海地帶海床條件好,為丹麥海上風(fēng)電場(chǎng)的建設(shè)與開發(fā)創(chuàng)造了良好的條件.

丹麥風(fēng)電發(fā)展的成功與其政府的大力支持密切相關(guān).發(fā)展初期,為扶持風(fēng)電產(chǎn)業(yè),政府規(guī)定電力部門風(fēng)力發(fā)電必須占有一定的配額,在電價(jià)方面也有一定的補(bǔ)貼.丹麥環(huán)境部早在 1979年就要求風(fēng)電強(qiáng)制上網(wǎng),由電力公司支付部分并網(wǎng)成本.1992年起,要求電力公司以85%的電力公司的凈電力價(jià)格購(gòu)買風(fēng)電,這其中不包括生產(chǎn)和配電成本的稅收.

上世紀(jì)90年代初期,丹麥實(shí)施了風(fēng)機(jī)擴(kuò)容計(jì)劃,即以新型和大容量的風(fēng)機(jī)替代小型風(fēng)機(jī)或者運(yùn)行狀況差的風(fēng)機(jī),并為這樣的替代提供20%～40%的補(bǔ)貼.另外,從80年代初期到90年代中期,風(fēng)機(jī)發(fā)電所得的收入都不征稅.丹麥國(guó)家政府一直對(duì)地方政府施加壓力,要求地方政府優(yōu)先考慮發(fā)展風(fēng)能.

德國(guó)

德國(guó)的風(fēng)力發(fā)電裝機(jī)容量居世界首位,是風(fēng)電大國(guó)西班牙和美國(guó)的兩倍,占世界總裝機(jī)容量的 28%左右.由于北部風(fēng)力最強(qiáng)的陸上風(fēng)電開發(fā)區(qū)已接近飽和,德國(guó)政府加大力度開發(fā)海上風(fēng)電,計(jì)劃到 2015年海上風(fēng)電裝機(jī)達(dá)到300萬千瓦,到2020 年達(dá)到1500萬千瓦,2030 年達(dá)到3000萬千瓦.德國(guó)政府運(yùn)用經(jīng)濟(jì)杠桿和法律手段,對(duì)海上風(fēng)電給予扶持,如加大政府建設(shè)投資、提供比陸上風(fēng)電更高的補(bǔ)貼等,為海上風(fēng)電產(chǎn)業(yè)的發(fā)展?fàn)I造有利的外部條件.1991年 1月1日,德國(guó)政府頒布了《輸電法》,這是德國(guó)開始風(fēng)能商業(yè)利用后制定的第一部促進(jìn)可再生能源利用的法規(guī).2000 年4月1日,具有劃時(shí)代意義的《可再生能源法》在德國(guó)開始生效.海上風(fēng)電項(xiàng)目在德國(guó)開始爆炸性地增長(zhǎng).

西班牙

西班牙政府認(rèn)為,海上風(fēng)電是實(shí)現(xiàn)中長(zhǎng)期可再生能源發(fā)展目標(biāo)的決定性因素,并把海上風(fēng)電納入修訂后的優(yōu)惠電價(jià)范疇,建立了海上風(fēng)電場(chǎng)審批制度.具體來說,上網(wǎng)電價(jià)最高可達(dá)16.4歐元/kW?h,項(xiàng)目的最小規(guī)模為50MW,兩年內(nèi)擁有風(fēng)資源評(píng)估和開展環(huán)境研究的專有權(quán),允許對(duì)風(fēng)電場(chǎng)規(guī)格參數(shù)保持一定的靈活性等.西班牙設(shè)定的上網(wǎng)電價(jià)幅度足以支持試點(diǎn)和示范項(xiàng)目風(fēng)電場(chǎng),法規(guī)中規(guī)定的競(jìng)爭(zhēng)因素也意味著,海上風(fēng)電場(chǎng)的建設(shè)盡量少用政府財(cái)政資金.

摘自中國(guó)環(huán)境報(bào)2014-08-21

Effect of NO2-on waste activated sludge hydrolysis and acidification under typical acidic and alkaline conditions.

WANG Bo, WANG Shu-ying, YUAN Yue, PENG Yong-zhen*(Engineering Research Center of Beijing, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China). China Environmental Science, 2014,34(9)：2252～2258

Effect of NO2-on waste activated sludge waste activated sludge (WAS) hydrolysis and acidification at pH 5.0 and 9.0 with 35℃temperature was investigated. The result indicated that WAS hydrolysis with nitrite addition was enhanced accompanied by the increment of total SCOD and acidic condition was better than alkaline condition for hydrolysis with the increase of time. On the 28th day, the order of total SCOD was B1 (pH=5with NO2-addition) > B2 (pH=9with NO2-addition) > B4 (pH=9without NO2

-addition) > B3 (pH=5without NO2

-addition). The maximum total volatile fatty acids (TVFAs) in B1, B2, B3, B4 were 4476, 4303, 1350and 2921mg/L, which indicated that acidification was also improved with nitrite addition, and the effect was better at acidic condition. Moreover, the released ammonia nitrogen was decreased significantly under nitrite-added and acidic condition.

pH；NO2-；waste activated sludge；hydrolysis；acidification

X703

A

1000-6923(2014)09-2252-07

王 博(1988-),男,山東聊城人,北京工業(yè)大學(xué)環(huán)能學(xué)院博士研究生,主要從事活性污泥法脫氮除磷研究.

2014-01-03

國(guó)家自然科學(xué)基金(51178007)

* 責(zé)任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn