旋流器分流比對剩余污泥的釋碳性能影響

陳唐維，潘志成，陳瀅，劉敏，陳婷婷，鐘亞萍

（1 四川大學(xué)建筑與環(huán)境學(xué)院，四川成都610065； 2 海天集團(tuán)-國家級博士后科研工作站，四川成都610041；3 四川省城鎮(zhèn)污水處理技術(shù)工程實驗室，四川成都610041）

引 言

城鎮(zhèn)污水處理廠中活性污泥法是應(yīng)用最廣泛的方法之一[1]。活性污泥法產(chǎn)生的剩余污泥產(chǎn)量雖然只占處理水量的1%左右，但其處理和處置費卻占總運行成本的25%～65%[2]。因此妥善地處理和處置剩余污泥是污水處理廠迫切需要解決的問題之一[3]。進(jìn)水中C/N 比較低，是我國很多城市污水處理廠存在的共同問題之一。碳源低，導(dǎo)致采用生物脫氮工藝的污水處理廠的反硝化率低[4]。許多污水廠需要利用外加碳源提高脫氮效果，常用的碳源主要是甲醇、乙醇[5]、葡萄糖和乙酸鈉[6]等有機(jī)物，但外加碳源存在著成本太高、產(chǎn)生剩余污泥和增加運行成本等問題[7]。如何充分利用污水廠中原有碳源，減少外碳源的添加，是目前研究熱點之一。

污泥中細(xì)胞外聚合物(EPS)是可利用的內(nèi)碳源物質(zhì)之一，EPS是活性污泥絮凝體的重要組成部分，由蛋白質(zhì)(PN)、多糖(PS)和核酸等組成，可以通過污泥破碎獲取污泥中的內(nèi)碳源物質(zhì)，進(jìn)而重新被微生物所利用[8]。目前，污泥破碎方法包括熱處理[3,9-10]、化學(xué)處理(臭氧、過氧化氫或堿處理)[11-15]、機(jī)械破碎(超聲、微波輻射或流體力學(xué))[16-20]、生物水解方法[21-22]以及上述方法的組合[3,10]。其中，機(jī)械破碎法中旋流技術(shù)內(nèi)部流場產(chǎn)生的離心力和剪切力，可將污泥內(nèi)部EPS 和內(nèi)孔分泌物解吸，提高微生物活性[16]，釋放污泥內(nèi)部有機(jī)質(zhì)并實現(xiàn)污泥資源化和污泥減量化[23]。同時，旋流技術(shù)作為一種典型物理分離技術(shù)[24]，具有成本效益高、管理簡單、不影響出水水質(zhì)和不產(chǎn)生二次污染等優(yōu)點。在工業(yè)應(yīng)用方面，旋流技術(shù)可分離活性污泥無機(jī)細(xì)顆粒和懸浮物提高污泥生化性[25]，還可以用于好氧池以去除懸浮物提高污泥耗氧速率[26]，或用于膜池以減輕膜污染[27]。已有文獻(xiàn)[16-18,23,28-29]證實了旋流技術(shù)可以促進(jìn)污泥內(nèi)部碳源釋放和提高污泥生化性能。Liu 等[30]將旋流技術(shù)用于煉油污水廠生化系統(tǒng)內(nèi)回流工藝中，總氮(TN)去除率提高約10%。分流比(F)為旋流器溢流流量與進(jìn)口流量的比值，是影響旋流器壓力分布和分離性能的重要因素[31-32]。合適的分流比對旋流器處理后優(yōu)良污泥的形成和性能的提高具有重要作用[23]。目前，有關(guān)旋流技術(shù)應(yīng)用于城市污水廠剩余污泥處理研究的報道甚少，實際生產(chǎn)中旋流處理對污泥性能的影響、分流比的選取、碳源的釋放程度以及其是否可用于反硝化等都有待研究。

本文將旋流器應(yīng)用于四川省某城市污水廠污泥強(qiáng)化處理，研究了旋流器不同分流比對污泥沉降性能、污泥濃度及成分、污泥內(nèi)碳源釋放等的影響，并對旋流器最佳分流比進(jìn)行了探討。在旋流器最佳分流比條件下，研究了旋流器進(jìn)出口污泥的反硝化性能變化，探究了污泥利用旋流釋放碳源的反硝化性能，比較了污泥旋流釋放碳源與不同外碳源的反硝化性能差異，為污泥旋流釋放碳源的工業(yè)化運用提供技術(shù)支持。

1 材料和方法

1.1 實驗裝置

處理量200 m3/h 的旋流器安裝在設(shè)計規(guī)模為7.5 萬噸/天的四川省某城市污水處理廠。該廠主體工藝為厭氧-缺氧-好氧和膜生物反應(yīng)器，旋流器現(xiàn)場裝置見圖1(a)。厭氧池、缺氧池和好氧池的體積比為1∶4∶4，生化池污泥停留時間為3 d，水力停留時間為9 h。剩余污泥經(jīng)提升泵進(jìn)入旋流器，污泥經(jīng)旋流器分選后，底流污泥回流至生化系統(tǒng)，溢流污泥外排至儲泥池，旋流器處理污泥工藝流程見圖1(b)。

圖1 旋流器處理污泥工藝流程及現(xiàn)場照片F(xiàn)ig.1 Sludge treatment process and scene drawing of hydrocyclone

旋流器成套裝置由20 根Φ100 mm 的微旋流芯管平分為兩列并聯(lián)組成[33]，為Z-Z 型并聯(lián)配置旋流器[34-35]。旋流器裝置底流和溢流總出口分別安裝了流量計測量污泥量，進(jìn)泥、底流和溢流匯管處分別安裝了壓力表測量壓力變化情況。

1.2 實驗污水及污泥

該廠處理城市生活污水，典型水質(zhì)見表1。旋流器處理的剩余污泥來自該污水處理廠的污泥回流渠，污泥沉降比(SV30)為80%～96%，混合液懸浮固體濃度(MLSS)為8000～15000 mg/L，污泥體積指數(shù)(SVI)為70～150 ml/g，混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)為4600～8400 mg/L，污泥上清液中化學(xué)需氧量(COD)和溶解性化學(xué)需氧量(SCOD)分別為30～90 mg/L和20～65 mg/L。

表1 污水處理廠進(jìn)水水質(zhì)情況Table 1 Influent quality of wastewater treatment plant

1.3 實驗方案

1.3.1 中試實驗方案 通過調(diào)節(jié)旋流器裝置底流和溢流閥門控制分流比，旋流器分流比分別設(shè)置為10%、15%、20%、30%、40%、50%、60%，對應(yīng)壓降分別為0.09、0.12、0.13、0.14、0.15、0.15、0.15 MPa。其中，壓降為旋流器進(jìn)口和溢流壓力（MPa）的差值，與分離效率和能耗成正比。在不同分流比條件下，分別測定旋流器進(jìn)口、底流和溢流污泥水相中COD、SCOD，污泥固相中蛋白質(zhì)、多糖、EPS、SV30、MLSS、MLVSS 和SVI。觀察旋流器進(jìn)口、底流和溢流污泥的外觀形貌和微觀結(jié)構(gòu)。

1.3.2 小試實驗方案 污泥反硝化性能測定的裝置采用有效體積為500 ml 小型缺氧反應(yīng)器，配有取樣管、pH探頭、ORP探頭和溫度探頭。實驗時，加入500 ml 新鮮污泥，常溫下控制攪拌速度為180 r/min使泥水充分混合，每隔一定時間記錄一次pH 和ORP 數(shù)值，同時取一定混合液通過0.45 μm 濾膜過濾后測定濾液中NO-3-N 濃度。小試實驗分為以下三個階段進(jìn)行：（1）優(yōu)化分流比條件下旋流器底流和溢流污泥的反硝化性能；（2）僅利用污泥旋流釋放有機(jī)質(zhì)作為反硝化碳源的研究，污泥初始NO-3-N濃度控制在14、23、35 和45 mg/L；（3）不同反硝化碳源的比較：比較污泥旋流釋放碳源、分析級乙酸鈉、污水廠常用工業(yè)級乙酸鈉（含量58%～60%）和微生物復(fù)合碳源的污泥反硝化性能。污泥初始NO-3-N濃度為30 mg/L，碳源的COD及用量相同。

反硝化速率由式(1)求得[28,36]。

其中，ρNO-3-N為反硝化速率，mg/(g·h)；C(- N)為- N 濃度，mg/L；MLVSS 為混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度，g/L；t為反應(yīng)時間，h。

1.4 分析測試方法

本研究中COD、SCOD、NO-3-N、SV30、MLSS、MLVSS 和SVI 常規(guī)指標(biāo)，采用國家標(biāo)準(zhǔn)方法測得[37]。其中，SVI 利用SV30和MLSS 進(jìn)行計算。SCOD 測定用0.45 μm 濾膜過濾[38]測定，采用WTW 多參數(shù)測定儀(Multi3420 型，德國)測量pH 和ORP 值。EPS 的提取采用熱提取法[39]，蛋白質(zhì)和多糖含量分別采用硫酸-蒽酮法和Lowry-Folin 法測定，以蛋白質(zhì)和多糖的總和作為EPS 含量的近似值[23,28]。所有實驗重復(fù)三次取平均值。污泥外觀形貌鏡檢采用熒光顯微鏡(OLYMPUS BX51 型，日本)，并通過電子掃描顯微鏡(SEM)觀察污泥的微觀結(jié)構(gòu)(SU3500 型，日本)，X射線能譜儀(EDS)分析污泥表面成分(Aztec X-MAX 20 型，美國)[38,40]，其中SEM 和EDS 分析是由四川大學(xué)分析測試中心完成。污泥金屬鐵元素的總量消解參照《土壤和沉積物 金屬元素總量的消解 微波消解法》(HJ 832—2017)，鐵含量測定采用火焰原子吸收分光光度計(GGX-600型，北京)測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 旋流器分流比對污泥性能的影響

2.1.1 污泥形貌分析 污泥絮體由大量的菌膠團(tuán)聚集組成，從光學(xué)顯微鏡中觀察到，污泥經(jīng)過旋流器處理后，污泥絮體結(jié)構(gòu)發(fā)生變化，底流污泥中大部分絮凝體的粒徑相對較小，溢流污泥中絮凝體的粒徑相對較大，與其他學(xué)者觀察到的現(xiàn)象一致[36,38]。旋流器處理前后污泥的SEM 結(jié)構(gòu)如圖2 所示，旋流器處理后，底流絮凝體表面相對平坦，結(jié)構(gòu)較為密實；溢流污泥有明顯空洞，結(jié)構(gòu)較為松散。底流這種緊湊結(jié)構(gòu)會使得污泥沉降性能改善[16-17]。

2.1.2 污泥沉降性 旋流器處理對污泥沉降性能有很大影響[28]，不同分流比處理對污泥沉降性影響顯著。圖3(a)為旋流器不同分流比處理后污泥SVI。在不同分流比條件下，底流污泥SVI較進(jìn)口均降低，而溢流污泥在F＜30%時SVI 增大，在F≥30%時SVI降低。當(dāng)分流比由10%增至20%時，底流污泥SVI較進(jìn)口的降低幅度從1%迅速增至10%；分流比進(jìn)一步增加至60%，底流污泥SVI 較進(jìn)口的降低幅度穩(wěn)定在10%左右。由圖2 和圖3 都可以看出，污泥經(jīng)過旋流器產(chǎn)生的剪切力作用后，污泥在底流中沉降性能變好，底流污泥絮體結(jié)構(gòu)更為致密[23,29]，SVI更低。

圖2 旋流器處理前后污泥SEM圖Fig.2 SEM images of sludge before and after hydrocyclone treatment

EPS 是細(xì)菌細(xì)胞分泌的胞外聚合物黏性物質(zhì)，EPS中PN/PS增大有利于維持活性污泥穩(wěn)定結(jié)構(gòu)[41]。圖3(b)為旋流器不同分流比處理后污泥PN/PS 值，當(dāng)分流比從10%增至60%時，旋流器處理后底流和溢流污泥的PN/PS值較進(jìn)口污泥增大。許多研究結(jié)果表明，PN/PS 增加有利于提高細(xì)胞靜電結(jié)合力，使污泥表面的疏水性增大[42]，有利于細(xì)胞間的吸附，使細(xì)胞的絮凝性提高，從而有利于維持污泥的致密結(jié)構(gòu)，形成具有穩(wěn)定結(jié)構(gòu)的污泥[43-44]。 此外，Rusanowska 等[45]證實了PN 存在于絮凝體的內(nèi)層，而PS 存在于絮凝體的外層及細(xì)菌細(xì)胞壁。因此，污泥經(jīng)過旋流器分選后EPS 中處于絮凝體外層的PS 較絮凝體內(nèi)層的PN更易脫附使得污泥內(nèi)PN/PS增大。

圖3 不同分流比條件下處理污泥SVI和PN/PS值變化Fig.3 Changes of SVI and PN/PS values of sludge treated with different split ratio

2.1.3 污泥濃度及成分變化 污泥經(jīng)旋流器分選后，底流和溢流污泥濃度及成分有了較大變化。如圖4 所示，當(dāng)F＜60%時，旋流器底流污泥MLSS 大于溢流污泥，當(dāng)分流比從10%增至50%時，底流污泥MLSS 較溢流污泥增幅從12%降低至7%；當(dāng)F=60%時，旋流器底流污泥MLSS 小于溢流污泥，原因是由于旋流器內(nèi)部壓力大，富集于旋流器壁的無機(jī)質(zhì)優(yōu)先從底流口排出，而大部分有機(jī)質(zhì)來不及排出而沿中心軸旋轉(zhuǎn)向上從溢流口排出，使得溢流污泥MLSS 增加，這也進(jìn)一步解釋了F=60%時，底流污泥SVI小于溢流污泥的原因。

圖4 不同分流比條件下處理污泥MLVSS/MLSS值變化與污泥鐵含量分析Fig.4 Changes of MLVSS/MLSS values of sludge treated with different split ratio and analysis of iron content in sludge

同時，可以通過污泥的f=MLVSS/MLSS 比值來判斷污泥中有機(jī)和無機(jī)成分的變化。僅對本研究中現(xiàn)場旋流器的運行情況，剩余污泥經(jīng)過旋流器處理后，當(dāng)F＜60%時，與進(jìn)口污泥的f值相比，底流污泥的f值降低，溢流污泥的f值增高。說明，底流污泥中無機(jī)成分增加，而溢流污泥中有機(jī)成分增加，該廠的f值基本在0.5～0.6之間，污泥無機(jī)成分偏高。

利用EDS 對分流比為30%的旋流器進(jìn)出口污泥表面元素進(jìn)行分析，除了碳和氧，主要元素有鐵、鋁和硅等元素，其中鐵元素含量最高。定量測定了鐵元素濃度，發(fā)現(xiàn)較多的鐵元素都進(jìn)入了底流，底流污泥鐵含量占65%高于溢流污泥占35%的鐵含量。由于無機(jī)質(zhì)易于下沉，底流較溢流污泥含有較多無機(jī)質(zhì)，這就進(jìn)一步解釋了底流污泥f值降低的原因。從進(jìn)口、底流和溢流污泥中成分分析看出污泥中無機(jī)成分進(jìn)入底流，使得底流污泥沉降性變好。

2.1.4 碳源釋放 在旋流器中，由于流場的高速旋轉(zhuǎn)和旋轉(zhuǎn)所產(chǎn)生的離心力使污泥EPS破碎。旋流器處理前后污泥水相中COD 和SCOD 含量見圖5，旋流器處理后底流污泥碳源釋放量隨分流比的變化可以分為兩個階段：開始時底流污泥中碳源較進(jìn)口污泥未出現(xiàn)釋放，隨分流比的增加，底流污泥碳源釋放量不斷增加；繼續(xù)增加分流比后，底流污泥碳源釋放量逐漸減緩，開始降低。對于溢流污泥中碳源的釋放，除在F=15%條件下溢流污泥中碳源較進(jìn)口污泥有釋放外，在其他分流比條件下未見明顯釋放。

圖5 不同分流比條件下處理污泥水相COD、SCOD濃度變化Fig.5 Changes of COD and SCOD concentrations in the water phase with different split ratio

當(dāng)F=10%和15%時，由于旋流器內(nèi)部壓力不足以使EPS 有效脫附，底流污泥水相中COD 和SCOD未見增加。隨著分流比的增加，底流污泥水相中COD 和SCOD 較進(jìn)口增加，當(dāng)F≥20%時，底流污泥SCOD 釋放量呈現(xiàn)出先增加后減少的趨勢。當(dāng)F=30%時，底流污泥水相中COD 和SCOD 較進(jìn)口增加了36%和31%，COD 和SCOD 釋放量分別為18 mg/L和11 mg/L 達(dá)到最大。由于分流比增加，旋流器流場內(nèi)湍流幅度和速度梯度急劇增加，進(jìn)而造成液流的劇烈湍動和高剪切強(qiáng)度[46-47]，促進(jìn)污泥中EPS 的釋放，使得細(xì)胞內(nèi)多糖、核酸和蛋白質(zhì)等有機(jī)質(zhì)流出，污泥中EPS破碎，釋放有機(jī)質(zhì)到污泥上清液[16,18]，使得污泥上清液中COD 和SCOD 增加。研究表明，隨著分流比的增大，分離效率明顯提高[48]，達(dá)到一定程度后，分離效率略有下降[32]。逐步增加分流比，底流污泥碳源釋放量逐漸減小。雖然在F=60%時污泥的高速旋轉(zhuǎn)使底流污泥COD 釋放量較大，但是生物易降解的SCOD 釋放量較小?？梢钥紤]利用底流污泥釋放的碳源作為反硝化碳源，這樣可以減少整個系統(tǒng)外加碳源的投加量，降低污水處理成本，同時充分利用了污泥內(nèi)碳源，提高剩余污泥的資源化價值。

僅對本研究中現(xiàn)場旋流器實際運行情況，同時綜合2.1 節(jié)對旋流器不同分流比對污泥性能影響的分析，選擇最佳運行參數(shù)分流比為30%。

2.2 旋流器處理對污泥反硝化性能的影響

2.2.1 旋流器底流和溢流污泥反硝化性能 污泥經(jīng)過旋流器處理后，絮凝體EPS脫附，使得碳源釋放到上清液，旋流釋放碳源作為內(nèi)碳源回用可以有效補(bǔ)充反硝化碳源進(jìn)一步強(qiáng)化脫氮。在優(yōu)化分流比為30%的條件下（以下分流比選擇相同），利用旋流器進(jìn)口、底流和溢流污泥的內(nèi)碳源，研究了旋流處理前后污泥反硝化性能。實驗結(jié)果如圖6 所示，分別取旋流器進(jìn)口、底流和溢流污泥進(jìn)行三次重復(fù)實驗，水相中COD 分別為51、69和45 mg/L。隨著反應(yīng)的進(jìn)行，污泥pH 緩緩升高后趨于穩(wěn)定，污泥ORP 值逐漸降低后趨于穩(wěn)定，符合污泥反硝化反應(yīng)特征[49]。如圖6 所示，前20 min，反硝化速率最快，計算得進(jìn)口、底流和溢流污泥最大反硝化速率分別為1.94、2.07 和1.79 mg/(g·h)。當(dāng)反硝化進(jìn)行到100 min 時，底流污泥-N 基本已去除，N 去除率為97%，而此時進(jìn)口和溢流污泥N 在0.6 mg/L 左右-N 去除率分別為89%和88%。經(jīng)過2 h 反硝化反應(yīng)，進(jìn)口、底流和溢流污泥-N 去除率分別為94%、99%和95%。底流污泥的最大反硝化速率和-N 去除率較進(jìn)口和溢流污泥高，說明旋流器處理后底流污泥反硝化性能更好。

圖6 旋流器底流和溢流污泥反硝化性能Fig.6 Denitrification performance of hydrocyclone underflow and overflow sludge

2.2.2 僅利用污泥旋流釋放有機(jī)質(zhì)作為反硝化碳源研究 該廠處理市政污水，隨季節(jié)不同，其進(jìn)水濃度有較大波動。冬季TN 濃度最高達(dá)到37 mg/L，最低達(dá)到16 mg/L；夏季TN 濃度最高達(dá)到43 mg/L，最低達(dá)到9 mg/L；全年的進(jìn)水TN 濃度在(30±5) mg/L，缺氧區(qū)水力停留時間為4 h。因此，本節(jié)繼續(xù)考察了如果該廠不外加碳源，只用底流污泥釋放碳源反硝化進(jìn)行4 h 的情況。選擇初始NO-3-N 濃度為14、23、35 和45 mg/L 代表進(jìn)水TN 濃度隨季節(jié)變化的典型情況，考察僅利用旋流器底流釋放碳源對反硝化的影響，結(jié)果如圖7 所示。當(dāng)初始-N 濃度為35 mg/L 時，在不添加外碳源的情況下，污泥僅利用旋流器底流污泥釋放的有機(jī)質(zhì)反硝化反應(yīng)4 h 后，-N 可降低51%，降低幅度最大。由此可見，污泥旋流釋放有機(jī)質(zhì)可為反硝化細(xì)菌提供額外的碳源進(jìn)一步降低N濃度，減少外加碳源。

圖7 僅利用污泥旋流釋放有機(jī)質(zhì)作為反硝化碳源研究Fig.7 Study on only using organic matter released from sludge treated by hydrocyclone as carbon source for denitrification

2.2.3 污泥旋流釋放碳源與外碳源的反硝化性能比較 為考察污泥旋流釋放碳源和其他外加碳源的反硝化效果，選取3 種外加碳源（分析級乙酸鈉、工業(yè)級乙酸鈉和微生物復(fù)合碳源）進(jìn)行對比。如圖8 所示，在200 min 時，分析級乙酸鈉為碳源的污泥從初始NO-3-N 濃度約30 mg/L 降低至15 mg/L 左右后基本保持穩(wěn)定，說明污泥里可供反硝化利用碳源已經(jīng)基本反應(yīng)完全，而此時污泥旋流釋放碳源為碳源的污泥-N 濃度還在繼續(xù)降低，至240 min 時，污泥旋流釋放碳源、分析級乙酸鈉、工業(yè)級乙酸鈉和微生物復(fù)合碳源為碳源的污泥-N 去除率分別為57%、55%、45%和51%，污泥旋流釋放碳源為碳源的污泥-N 去除率優(yōu)于分析級乙酸鈉。反硝化反應(yīng)4 h 后，污泥旋流釋放碳源和分析級乙酸鈉的污泥反硝化速率分別為0.81 和0.82 mg/(g·h)，均高于工業(yè)級乙酸鈉和微生物復(fù)合碳源[分別為0.64和0.66 mg/(g·h)]的反硝化速率。

圖8 污泥旋流釋放碳源與外碳源的反硝化性能比較Fig.8 Comparison of denitrification performance of carbon source from sludge treated by hydrocyclone and external carbon source

在本文研究中，投加污泥旋流釋放碳源的污泥反硝化速率比污水廠常用的工業(yè)級乙酸鈉和微生物復(fù)合碳源高，說明在分流比為30%工況下污泥旋流釋放出31%易生物降解的SCOD 和7%的蛋白質(zhì)較污水廠常用的外碳源更易被反硝化菌利用（圖9），蛋白質(zhì)可以比碳水化合物更有效地用作電子給體，以進(jìn)行反硝化[4]，其他研究也表明活性污泥回收的碳源可以成功地作為生物反硝化的替代碳源[22,50]。此外，分析級乙酸鈉和污泥旋流釋放碳源為碳源的污泥反硝化速率接近，還說明了污泥旋流釋放碳源物質(zhì)的反硝化效果與乙酸鈉碳源物質(zhì)相似。污泥旋流釋放碳源回用可以減少外碳源添加量，補(bǔ)充反硝化碳源。

圖9 不同分流比條件下處理污泥固相蛋白質(zhì)和多糖濃度變化Fig.9 Changes in polysaccharide and protein concentrations in the mud phase after hydrocyclone treatment with different split ratio

3 結(jié) 論

本文基于200 t/h 的旋流器處理剩余污泥，研究了旋流器不同分流比對污泥性能的影響，探究了污泥旋流釋放物質(zhì)作為反硝化碳源的可行性，通過分析得出以下結(jié)論。

（1）旋流器不同分流比對污泥性能影響顯著。不同分流比條件下，底流和溢流污泥的PN/PS 值均增大，底流SVI較進(jìn)口均降低，底流污泥沉降性得到改善。相較于溢流污泥，更多的無機(jī)成分進(jìn)入底流污泥。

（2）污泥的釋碳情況隨分流比不同而有變化。僅對本研究中現(xiàn)場旋流器的運行情況，當(dāng)F＞20%時，旋流器內(nèi)部壓力足以使污泥EPS有效脫附，使得底流污泥較進(jìn)口污泥的COD、SCOD 增加，同時污泥固相蛋白質(zhì)和多糖釋放到水相。當(dāng)F=30%時，底流污泥碳源釋放量達(dá)到最大。同時，底流污泥反硝化速率較進(jìn)口污泥和溢流污泥高，污泥旋流釋放碳源可補(bǔ)充碳源提高反硝化性能。

（3）污泥旋流釋放碳源可用于反硝化，從而減少外碳源投加量，節(jié)省運行費用。污泥旋流釋放的SCOD 和蛋白質(zhì)較碳水化合物更易被反硝化菌利用。同時，底流污泥旋流釋放的碳源反硝化速率達(dá)到0.81 mg/(g·h)，與分析級乙酸鈉碳源相當(dāng)，高于污水廠常用的工業(yè)級乙酸鈉和微生物復(fù)合碳源。旋流器處理剩余污泥資源化的同時可降低污水廠的運行成本，具有實際的經(jīng)濟(jì)價值。