污泥水解酸化優(yōu)化處理

1、污泥水解酸化優(yōu)化處理1引言污泥的厭氧消化分為水解、酸化、乙酸化、甲烷化 4個(gè)階段（陸穎文等，2012）,污泥水解酸 化過(guò)程可以產(chǎn)生大量的溶解性有機(jī)物（SCOD）與揮發(fā)性脂肪酸（VFA）,這些物質(zhì)可以為生物反硝化脫氮提供優(yōu)質(zhì)碳源,水解是污泥厭氧消化過(guò)程的限速階段（Eastman et al., 1981; Eliosov et al.,1995）,微生物細(xì)胞壁阻礙了污泥中有機(jī)物的釋放與利用，而污泥預(yù)處理技術(shù)能夠很好地實(shí)現(xiàn)污 泥溶胞.微波輻射技術(shù)作為熱處理方式之一，具有加熱均勻、升溫速度快、易于操控、節(jié)能高效等優(yōu)點(diǎn)因而逐步受到重視并應(yīng)用于污泥預(yù)處理,研究表明，微波-過(guò)氧化氫-堿預(yù)處理工藝比微波其他

2、組合工藝具有更好的污泥破壁溶胞效果，可以促進(jìn)污泥中有機(jī)物的釋放與利用雖然污泥破解后釋放了大量的有機(jī)物，但因其中包含的一些大分子、難降解有機(jī)物，導(dǎo)致這些物質(zhì)較難被生物脫氮除磷過(guò)程中的微生物利用,例如，有研究表明，經(jīng)過(guò)MW-H2O2-O顏處理后，污泥釋放的易生物降解COW占SCOD勺30%可生物降解 COW占SCOD勺47%右，這導(dǎo)致只有一部分COD 可以促使硝酸鹽氮轉(zhuǎn)化為氮?dú)?易生物降解 COD（Readily Biodegradable Chemical Oxygen Dem and , RBCOD）J含量是影 響生物脫氮除磷效果的重要因素之一（Ahn et al., 2006）,水解酸化過(guò)程

3、可以將難生物降解的大分子物質(zhì)轉(zhuǎn)化為易生物降解的小分子物質(zhì)，小分子物質(zhì)進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為揮發(fā)性脂肪酸，從而增加溶解性有機(jī)物與易生物降解有機(jī)物的比例 （康曉榮，2013;曹艷曉，2010）,同時(shí)，外加水解酶，如淀 粉酶、蛋白酶等也可以促進(jìn)污泥中的懸浮固體溶解和大分子有機(jī)物降解，強(qiáng)化污泥水解，縮短污泥水解時(shí)間，改善污泥性能（羅琨等，2010;陳小粉等，2011）,另外，本課題組前期研究表明（賈瑞來(lái)等，2016）,蛋白酶的加入對(duì) MW-H2O2-OI處理后污泥的水解確實(shí)有促進(jìn)作用，可以縮短污泥水解時(shí)間，0、30、60、120、180 mg - g-1（蛋白酶/TS）的投加量中優(yōu)化投加量為 30 mg - g

4、-1（蛋 白酶/TS）,優(yōu)化的水解酸化時(shí)間為4 d.響應(yīng)面分析法是一種較為常用的近似模型，通過(guò)數(shù)學(xué)與統(tǒng)計(jì)學(xué)的方法進(jìn)行模型構(gòu)建、試驗(yàn)設(shè)計(jì)、因素評(píng)價(jià)及參數(shù)優(yōu)化 （李秋成等，2012）,是一種較優(yōu)越的解決多變量問(wèn)題的統(tǒng)計(jì)工具，其優(yōu)越性已被眾多研究者關(guān)注并應(yīng)用于環(huán)境工程領(lǐng)域針對(duì)微波-過(guò)氧化氫-堿預(yù)處理后污泥中碳源可利用性偏低問(wèn)題，作者前期已采用單因素法研究了水解溫度、水解酸化時(shí)間和蛋白酶投加量對(duì)于MW-H2O2-O頷處理后污泥水解酸化的影響基于此，本研究采用響應(yīng)面分析法，選擇水解溫度、水解酸化時(shí)間和蛋白酶投加量作為自變量，以總揮發(fā)性脂肪酸濃度和溶解性COD（SCO以度作為響應(yīng)值，通過(guò)批量試驗(yàn)，進(jìn)一步優(yōu)

5、化MW-H2O2-OH!處理后污泥的水解酸化操作條件，同時(shí)對(duì)優(yōu)化工藝條件下污泥上清液的碳源組成和可利用性進(jìn)行評(píng)估，以期為后續(xù)的污泥高效資源化利用提供科技支撐2材料與方法2.1 試驗(yàn)裝置試驗(yàn)所用微波設(shè)備為自主研制的微波反應(yīng)器JWFY-1T(定制于巨龍微波能設(shè)備有限公司)，頻率為2450 MHz,磁控管最大輸出功率為1 kW,可進(jìn)行無(wú)級(jí)調(diào)節(jié)，最高溫度為100 C.反應(yīng)器配有攪拌裝置和熱電偶溫度傳感器，可實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)溫度水解酸化試驗(yàn)采用全自動(dòng)甲烷潛力測(cè)試系統(tǒng)(AMPTSn , Bioprocess Control) ,玻璃反應(yīng)器容積為0.65 L ,反應(yīng)器中放入 0.4 L污泥混合液，反應(yīng)器采用水浴加熱

6、方式并配有攪拌裝置， 攪拌速度為80 r - min-1.反硝化間歇試驗(yàn)采用1 L密閉玻璃反應(yīng)器，采用水浴加熱，使用磁力攪拌器以保持污泥混合液呈懸浮狀態(tài).2.2 響應(yīng)面分析法試驗(yàn)設(shè)計(jì)根據(jù)CCD(Central Composite Designs)中心組合試驗(yàn)設(shè)計(jì)原理，在前期單因素試驗(yàn)的基礎(chǔ)上，選擇水解溫度、水解酸化時(shí)間和蛋白酶投加量作為自變量，分別用X1、X2、X3表示，以總VFA濃度和SCO陳度作為響應(yīng)彳t,分別用 Y1、Y2表示，進(jìn)行響應(yīng)面試驗(yàn)因素水平安排，具體見(jiàn) 表1.由Design Expert 8.0.6(Stat-Ease) ,采用CCD式驗(yàn)設(shè)計(jì)原理，得到 3因素3水平共20 個(gè)試

7、驗(yàn)點(diǎn)的試驗(yàn)方案，并對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行二次多元回歸擬合.二次多元回歸方程為：nnn2.3 2 AM + 2+ E 與+ i工;i = E1戌 近n(1)當(dāng)n=3時(shí)，則方程可轉(zhuǎn)換為：y =爪 Xq + fin A； + A, K； +MMJ/I IIM833 N； + 1% L x二 + L X + X + e (2)式中，Y為響應(yīng)值；X1、X2、X3為自變量編碼值;B0為常數(shù)項(xiàng)；B1、B2、B3為線性系數(shù)；B12、 B13、B23為交叉項(xiàng)系數(shù)；B11、B22、B33為二次項(xiàng)系數(shù);e為誤差.對(duì)模型進(jìn)行方差分析，并通過(guò) 模型得到基于微波-過(guò)氧化氫-堿預(yù)處理的污泥水解酸化的優(yōu)化工藝條件和最大總VFA濃度.

8、表1響應(yīng)面試驗(yàn)因素編碼與水平因素單位各編碼水平取值-1.6S1 -1 0 1 +1681水解溫度制)七 38 18 45 55 65 71.B2水解酸化時(shí)間d 0.64 2 4 6 736蛋白酶投加里(先)mg g1 4,77 15 30 45 55.232.3 試驗(yàn)方法試驗(yàn)所用剩余污泥取自北京清河污水處理廠，取回后靜置濃縮，置于4 C保存.接種污泥取自北京小紅門污水處理廠，為中溫（35 C）厭氧消化出泥.試驗(yàn)前污泥過(guò)18目標(biāo)準(zhǔn)篩以除去大顆粒雜質(zhì).試驗(yàn)采用 MW-H2O2-O硬處理工藝（Wang et al., 2015;Wang et al., 2009;Xiao et al., 2012;

9、 王亞煒，2009;肖慶聰?shù)龋?012;閻鴻，2010）,其操作條件如下：加入 5 mol - L-1 NaOH容液， 調(diào)節(jié)樣品pH至11, 600 W微波功率輻射樣品，升溫至 80 C,然后按 m（H2O2）/m（TS）=0.2加入 30%勺過(guò)氧化氫溶液，繼續(xù)輻射升溫至100 C,結(jié)束.本試驗(yàn)通過(guò)微波-過(guò)氧化氫-堿預(yù)處理達(dá)到堿性環(huán)境，以抑制產(chǎn)甲烷過(guò)程.試驗(yàn)所用污泥的主要性質(zhì)見(jiàn)表2.污泥經(jīng)過(guò)MW-H2O2-OH!處理后，添加100 mg - L-1過(guò)氧化氫酶（Sigma）,混合完全攪拌一定時(shí)間以便將殘留過(guò)氧化氫分解完全， 之后按照I/S（Inoculum to Substrate，揮發(fā)性固體濃

10、度 VS/VS）為0.07的比例進(jìn)行接種污泥接種.之后按照響應(yīng)面法安排進(jìn)行試驗(yàn)，試驗(yàn)中采用的蛋白酶酶活為20萬(wàn)U g-1（江蘇銳陽(yáng)生物科技有卜M公司）.表2試驗(yàn)所用污泥的主要性質(zhì)TCODmg - L- SCOmg L 總VFA/fmg 七污泥類型TS/(g L-1) VS/(g L1) VS/TS pHy) )廉1余污泥2040(022)15 53 (013)0.7666122080224124.68(1.13)接種污泥19.70(0 31)1079(013)0 557.25209202230(0)后23./I(0 13)1b 91(0.25)0718872680010300371.06(3.

11、45)注：括號(hào)內(nèi)數(shù)值為標(biāo)底偏差E總VFA以C?？谟?jì)，下同2.4 反硝化間歇試驗(yàn)試驗(yàn)所用污泥取自清河污水處理廠缺氧池，污泥靜置后棄去上清液，再用自來(lái)水淘洗， 重復(fù)幾次上述過(guò)程后放置過(guò)夜，以去除污泥中的大部分SCODF口硝酸鹽氮.反硝化間歇試驗(yàn)反應(yīng)器維持20c并向反應(yīng)器內(nèi)加入 20 mg - L-1的ATU（丙烯基硫月尿，Aladdin）以抑制亞硝化細(xì)菌的活性，進(jìn)而抑制硝化反應(yīng)的進(jìn)行（王社平等，2008）.之后向反應(yīng)器內(nèi)加入預(yù)處理污泥上清液作為碳源物 質(zhì)和硝酸鉀（國(guó)藥集團(tuán)），使初始硝酸鹽氮濃度為2545 mg - L-1.試驗(yàn)開(kāi)始時(shí)，向反應(yīng)器內(nèi)通入氮?dú)?，保持反?yīng)器內(nèi)為厭氧狀態(tài).定時(shí)從反應(yīng)器內(nèi)取樣，

12、取樣后立即滴加98%液硫酸（每10 mL樣品滴加1滴濃硫酸），以終止反硝化反應(yīng)，之后以 8000 r - min-1離心5 min并過(guò)0.45心m 醋酸纖維濾膜，進(jìn)行硝酸鹽氮濃度和SCOD農(nóng)度測(cè)量，并繪制反硝化曲線，最后測(cè)量污泥混合液的揮發(fā)性懸浮物（VSS）濃度.2.5 分析方法TS、VS總懸浮物（TSS）、VSS硝酸鹽氮按口標(biāo)準(zhǔn)方法 （中華人民共和國(guó)建設(shè)部，2005;國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局，2002）測(cè)定;pH采用pH計(jì)測(cè)定；污泥經(jīng)8000 r - min-1離心5 min或20 min后， 上清液過(guò)0.45 m m或0.22心m醋酸纖維濾膜，濾液用來(lái)測(cè)定 SCOD VFA溶解性糖類、溶解性 蛋白

13、質(zhì)、硝酸鹽氮.TCOD和SCO邛用DR2800HACH分光光度計(jì)（HACH）測(cè)定；糖類、蛋白質(zhì)分別采 用 Dubois 法（Dubois et al., 1956） 和 Lowry 法（Lowry et al., 1951） 測(cè)定，標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)分別為牛 血清蛋白和 D-葡萄糖（國(guó)藥集團(tuán)）;C2C5的VFA組分（乙酸、丙酸、異丁酸、正丁酸、異戊酸、正 戊酸）采用氣相色譜（Agilent 6890N） 進(jìn)行測(cè)量，檢測(cè)器為火焰離子化檢測(cè)器FID（FlameIonization Detector）,色譜柱為 HP-FFAP毛細(xì)管柱（0.25 mrtK 25 m）.為了測(cè)定 VFA組分，濾液 要用2 mol

14、 - L-1 HCl調(diào)至pH 2.0以下，然后轉(zhuǎn)移到 1.5 mL的氣相色譜進(jìn)樣瓶中.VFA組分通 過(guò)以下轉(zhuǎn)換因子轉(zhuǎn)換成 CO而：1.07 g - g-1（COD/乙酸）、1.51 g - g-1（COD/丙酸）、1.82 g - g-1（COD/正丁酸或異丁酸）、2.04 g - g-1（COD/正戊酸或異戊酸）（卓英蓮，2010）.總VFA 的含量按照各 VFA組分的加和計(jì)算得出.在厭氧條件下，污泥溶出的有機(jī)物主要包括蛋白質(zhì)、糖 類、VFA和脂類等（李曉玲等，2014）,其中脂類含量較小，所以不進(jìn)行單獨(dú)測(cè)定.根據(jù)文獻(xiàn)報(bào)道（Miron et al., 2000）, 1g 蛋白質(zhì)（假定為（C4

15、H6.1O1.2N）x）相當(dāng)于 1.5 g COD, 1 g 糖類（假定為C6H12O6相當(dāng)于1.07 g COD.三維熒光光譜的測(cè)定采用日本HITACHI F-7000型熒光光度計(jì)進(jìn)行.激發(fā)波長(zhǎng)入Ex范圍為200400 nm,發(fā)射掃描波長(zhǎng) 入Em范圍為220550 nm,掃描間隔均為 5 nm, 狹縫寬度均為 5 nm,掃描速度為12000 nm min-1，三維熒光測(cè)定后用 Origin軟彳（OriginLab） 進(jìn)行圖像處理.所有樣品均測(cè)量 23次，取平均值并2出標(biāo)準(zhǔn)偏差.2.6 與討論3.1基于響應(yīng)面分析法的污泥水解酸化條件優(yōu)化CCD響應(yīng)面試驗(yàn)方案和結(jié)果如表3所示.經(jīng)二次多元回歸擬合和

16、方差分析后，得到各單因素、交互項(xiàng)及平方項(xiàng)對(duì)總 VFA濃度的影響情況，相應(yīng)的回歸方程為：1產(chǎn) 7607.45-256.64占+662.53工+40.66X72.95#173.40匹3產(chǎn)121.70田以廠679.904；一 630.44436.28是（3）式中，XI、X2、X3分別為水解溫度、水解酸化時(shí)間和蛋白酶投加量的編碼值，Y1為總VFA濃度.表3響應(yīng)面試驗(yàn)方案及結(jié)果各因素編碼序g水解溫度水解酸化時(shí)間蛋白酶投加里總VFA濃度人mgL- SCO口濃度 4 mg 匚黑必1-1.68179006301.58109402-1-1-15676745115003-11-16875.17S100504-11

17、16599 36110005-1-115043.5121246060007408.37611830700-1 6816048 01710720g0007629787118509001316634375118601001.66107017.8411151011QQ07506.3211340120007546.311870130*1 68104566 22312510140007603.4511890150007951 54111850161-115141 423127301711-15987.682110930181-1T5210.45212210191116534.059111840201.6

18、81005002.6912260模型的方差分析見(jiàn)表4.F值是回歸均方差和實(shí)際誤差的均方差的比值，F(xiàn)值與p值反映了模型中的每個(gè)控制因素的顯著性影響，F(xiàn)值越大、p值越小，則相關(guān)性越顯著(Ye et al., 2010).由表4可知，模型的F值為38.77 , p值0.0001 ,表明模型極顯著，在整個(gè)被研究的回歸區(qū)域 內(nèi)擬合較好.回歸方程的決定系數(shù)R2=0.9721 ,說(shuō)明模型可以解釋97.21%的試驗(yàn)響應(yīng)值總VFA濃度的變化，校正決定系數(shù)adj-R2為0.9471 ,與R2比較接近，模型擬合度高.變異系數(shù)CV能反映試驗(yàn)的可信度和精確度(Bhatti et al., 2009;Yetilmezso

19、y et al., 2009),試驗(yàn)所得 CV為3.74%4 ,視為合理.失擬項(xiàng)的p值為0.20280.05，差異不顯著，試驗(yàn)誤差小.綜上所述，該模型可以很好地用于微波-過(guò)氧化氫-堿預(yù) 處理污泥的水解酸化過(guò)程中總VFA濃度的分析與預(yù)測(cè).表4回歸方程（3）的方差分析0.0001優(yōu)來(lái)平方和黑均方差事陌模型 20075518 92230613 38.77Xi899469 51899469 515 630 0027599460115994601104.190 0001%2257322122573220 390.5451乂涇4257596142575960740 4098乂兇240540.7124054

20、074130.0681XX118492 51118492.52.060.1S16X,2666180516661恥 5115790 0001X/57278001572730099 560 0001將27430401274304047.6772青哀21 OD雪M圣最軀I 5.OU w , ooMii$ 口出a ixj妁，gn小桿微度亡7114)0384.95.92.5大廣七一6(“；3+47.5 X.A -96.46 K； +(4)12I J25I48.491；-206.07片式中，XI、X2、X3分別為水解溫度、水解酸化時(shí)間和蛋白酶投加量的編碼值，Y2為SCOD濃度.模型的方差分析見(jiàn)表5.由表5

21、可知，模型的F值為20.60 , p值0.0001 ,表明模型極顯著，在整個(gè)被研究的回歸區(qū)域內(nèi)擬合較好.回歸方程的決定系數(shù)R2=0.9488 ,說(shuō)明模型可以解釋94.88%的試驗(yàn)響應(yīng)值 SCOD農(nóng)度的變化，校正決定系數(shù)adj-R2為0.9028 ,與R2比較接近，模型擬合度較高.試驗(yàn)所得CV為1.78%4 ,視為合理.綜上所述，該模型可以很好地用于微波-過(guò)氧化氫-堿預(yù)處理后污泥水解酸化過(guò)程中SCOD勺分析與預(yù)測(cè).顯著性分析結(jié)果表明，XI、X2、X3對(duì)SCOD農(nóng)度的線性效應(yīng)極顯著, X32對(duì)SCODt度的曲面效應(yīng)顯著.表5回歸方程（4）的方差分析XX 180501SQ500 416321 0 5

22、333，差來(lái)平方和J6均方差電 幅模型80398169893312.9 20.604170.0001Xt17724481177244840881340 0001修33479041334790477 219060.0001Xi2023791120237914667852115W11DW仃口 |F45.00gg27 00通”K33.M15.006.004.00木第時(shí)阿丁0-7.言一 SSS4.CM)45.002.0055 ”口水解油座FtSCOD/tmiL-L-1)27 0OS5.DO本解*M厘/七 客匚Q口片EgL /圖2不同因素對(duì) SCOD農(nóng)度影響的響應(yīng)曲面圖和等高線圖（a.水解酸化時(shí)間和水解

23、溫度，b.蛋白酶投加量和水解溫度，c.蛋白酶投加量和水解酸化時(shí)間）通過(guò)對(duì)回歸方程（3）的求解，達(dá)到最大總 VFA濃度的工藝條件一為：水解溫度52.92 C,水解酸化時(shí)間5.09 d ,蛋白酶投加量為 31.23 mg - g-1.在此條件下，得到的最大總VFA濃度為7816.39 mg - L-1 ,此時(shí)SCO雜度為11544.3 mg - L-1.但當(dāng)限定水解酸化時(shí)間為24 d時(shí)，此時(shí)達(dá)到最大總 VFA濃度的工藝條件二為：水解溫度53.13 C,水解酸化時(shí)間 4 d,蛋白酶投加量為30.14 mg - g-1.在此條件下，得到的最大總VFA濃度為7631.7 mg - L-1 ,為工藝條件一

24、時(shí)的97.64%,此時(shí)SCODt度為11788.9 mg - L-1.由于水解酸化時(shí)間的延長(zhǎng)，將增加工程實(shí) 踐中反應(yīng)器的體積，增加占地和成本.同時(shí)通過(guò)前文分析可知，隨著水解酸化時(shí)間的延長(zhǎng)，SCOD的濃度緩慢降低，即可利用的碳源在逐漸減少.因此，優(yōu)化的工藝條件為：水解溫度53.13 C、水解酸化時(shí)間4 d、蛋白酶投加量 30.14 mg - g-1.通過(guò)3組平行試驗(yàn)3證，總 VFA濃度分別為 7599.07、7829.79、7844.14 mg - L-1 ,相對(duì)誤差分別為-0.43%、2.60%、2.78%, SCODt度分 別為 11460、11760、11820 mg - L-1 ,相對(duì)誤

25、差分別為-2.79%、-0.25%、0.26%,說(shuō)明所得模 型對(duì)總VFA濃度的條件優(yōu)化和預(yù)測(cè)及SCOD勺預(yù)測(cè)較為7B確可靠.由表4可知，投加蛋白酶對(duì)總 VFA濃度的線性效應(yīng)不顯著.在水解溫度53.13 C、水解酸化 時(shí)間4 d、不投加蛋白酶的條件下，3組平行試驗(yàn)的總 VFA的濃度分別為5692.15 5735.01 5778.62 mg - L-1 ,平均為5735.26 mg - L-1 ,比優(yōu)化工藝條件下3組平行試馬的總 VFA濃度平均值(7757.67 mg - L-1)減少了 26.07%,對(duì)應(yīng)的SCODB度平均值(9070 mg - L-1)比優(yōu)化工藝條 件下3組平行t驗(yàn)的 SCOD

26、農(nóng)度平均值(11680 mg - L-1)減少了 22.35%.說(shuō)明雖然投加蛋白酶對(duì) 總VFA濃度的線性效應(yīng)不顯著，但投加蛋白酶確實(shí)可以增加總VFA濃度和SCODt度.3.2碳源組成及碳源可利用性評(píng)估如圖3所示，在碳源組成方面，優(yōu)化工藝條件下SCO曲TCOD勺44.56%,總VFA占SCOD的66.42%,溶解性蛋白質(zhì)占 SCOD勺19.34%,溶解性糖類占 SCOD勺6.89%,其他類物質(zhì)占 SCOD 的7.35%.在VFA組成方面，乙酸占總VFA的35.11%,丙酸占總 VFA的16.90%,異丁酸占總 VFA的7.15%,正丁酸占總 VFA的19.94%,異戊酸占總 VFA的20.14%

27、,正戊酸占總 VFA的0.76%.碳 源以總VFA為主，其中，VFA以乙酸、異戊酸、正丁酸、丙酸為主a. SSXS 總VFA其他溶解性蛋白質(zhì)溶解性犍類19.34%66.42%735%6.89%b.乙酸 丙酸 異丁酸正丁酸異戊酸I ;正戊酸35.11%圖3優(yōu)化工藝條件下污泥上清液的碳源組成(a)及VFA組成(b)為了更深入地研究碳源有機(jī)物，對(duì)優(yōu)化工藝條件下污泥上清液進(jìn)行了三維熒光測(cè)定.由圖4可見(jiàn)，在污泥上清液三維熒光光譜中具有3個(gè)明顯的熒光峰.其中峰A,入Ex/人Em為275 nm/305nm,熒光弓S度為 417.9;峰B,人Ex/人Em為275 nm/330340 nm ,熒光強(qiáng)度為 411

28、;峰C,人Ex/ 入 Em為 230 nm/335 nm ,熒光強(qiáng)度為 185.9.根據(jù)文獻(xiàn)報(bào)道(An et al., 2009;Chen et al., 2003;Henderson et al., 2009;Li et al., 2014; Pang et al., 2014;Shao et al., 2010; Yu et al., 2012;傅平青等，2005;歐陽(yáng)二明等，2008),它們都屬于類蛋白熒光，峰A屬于溶解性微生物產(chǎn)物的類酪氨酸熒光，峰B屬于溶解性微生物產(chǎn)物的類色氨酸熒光，峰C屬于芳香族蛋白質(zhì)類熒光.熒光強(qiáng)度0 50.00 100.0 150.0200.0250.0300.

29、0350.0 4000450.0 500.0 5500600.0圖4優(yōu)化工藝條件下污泥上清液的三維熒光光譜圖為了研究碳源的可利用性，進(jìn)行了反硝化速率研究.反硝化過(guò)程中，微生物將溶解性有機(jī)物作為電子供體進(jìn)行生物脫氮，所以反硝化速率可以很好地反映碳源的可利用性.圖5為未優(yōu)化組（僅MW-H2O2-O血處理）和優(yōu)化組（MW-H2O2-O版處理并去除殘留 H2O2冰解酸化）的污泥上清液 作為碳源時(shí)的反硝化測(cè)試曲線，優(yōu)化組的污泥上清液作為碳源時(shí)的反硝化速率為0.184g - g-1 d-1 ,遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于未優(yōu)化組 （0.065 g g-1 d-1（徐榮樂(lè)，2014）.理論上，在缺氧、可生物降解底物充足的條件下，去除 1 mg硝酸鹽氮需要消耗的COD1為2.86/（1-YH）,其中，YH為異養(yǎng)菌產(chǎn)率系數(shù).根據(jù)ASM1活性污泥數(shù)學(xué)模型，YH取0.67（馬勇等，2006）,那么理論上去除1 mg硝酸鹽氮需要8.67 mg可生物降解底物 COD.在試驗(yàn)前50 min,共去除23.74 mg - L-1 硝酸鹽氮，消耗了 208 mg - L-1的SCOD得到實(shí)際上去除1 mg硝酸鹽氮消耗了8.76 mg可生物降解底物