摘要

采用標準化表征方法，如汙泥體積指數和區域沉降速度，以及最近開發的表征方法來衡量沉降性和脫水性，對A/B工藝中試研究的廢固體沉降和脫水特性進行了評價。試驗結果表明，與四種全規模的水資源回收設施相比，A/B工藝具有相似的沉降、增稠和脫水特性。汙泥體積指標值為85±26毫升g^－1在試驗a階段獲得超過18個月的樣本。從未消化的A/B試驗廢活性汙泥中獲得的離心餅固體脫水至平均25.7%的幹固體，範圍為23.2-28.0%。未消化的A/B廢汙泥的沉降、濃縮和脫水性能表明，從固體處理的角度來看，A/B工藝是一種可行的工藝，與全尺寸單汙泥活性汙泥工藝具有相似的特性。

關鍵字

一個階段;碳捕獲;脫水;高速率活性汙泥;解決

簡介

許多水資源回收設施(wrrf)的重點已經從處理廢水轉向減少其物理足跡和外部資源消耗(即補充碳、能源和堿度)，同時努力實現能源中性運行並滿足嚴格的排放標準。然而，許多WRRFs還必須去除大量營養素(即氮和磷)，這通常是資源密集型的，如果無法獲得足夠的進口有機碳來完全反硝化或生物除磷，則可能需要外部碳補充。為了減少生物脫氮(BNR)過程的資源消耗，幾個研究小組一直在開發捷徑的BNR過程，試圖通過部分硝化和厭氧氨氧化(anammox)途徑最大化自養脫氮[1- 5]。與傳統的BNR係統不同，這些過程通常需要較低的有機碳負荷，因此有機會通過沼氣生產最大限度地捕獲上遊的碳，以回收能源。一種已成功用於此目的的碳重定向工藝是雙汙泥吸附/生物氧化(A/B)工藝的A段。a段是一種高速率活性汙泥(HRAS)工藝，其固體滯留時間(SRT)小於1天，水力停留時間約為30分鍾(HRT)，可捕獲和去除50-70%的化學需氧量(COD)，且曝氣能量輸入低，COD氧化最小[6,7]。然而，A段的低SRT操作導致A/B工藝的總汙泥產量比一次沉澱[8]的單汙泥BNR工藝高出約10%。由於固體處理和處置占wrrf運行和維護成本的很大一部分(10-30%)[9,10]，因此充分了解固體處理特性，如沉降性、增稠性和脫水性，對於降低這些成本至關重要。

雖然自20世紀80年代以來，A/B工藝在歐洲已經很好地建立起來，但關於A級廢汙泥特性的科學文獻相對較少。已經發表的關於A/B工藝的大部分數據都局限於總體性能，如COD和總懸浮物(TSS)去除效率以及關於汙泥沉降能力的一般觀察[6,11,12]。例如，據報道，a級的汙泥體積指數(SVI)值在40-90毫升g的範圍內¹說明汙泥沉降特性良好[6]。然而，a級工藝的設計隻能去除大約70%的進水COD，因此，這些工藝的出水含有緩慢和不沉降的固體，SVI測試無法表征，因為SVI測試隻是對實際沉降的固體的沉降能力的測量。沉澱汙泥質量差或沉降工藝尺寸太小也可能造成固體從中間固體分離工藝中逃逸的風險。a級的流出固體可以代表下遊捷徑BNR過程的一個重要有機負荷，因此通過增加異養細菌數量限製了自養氮去除，這反過來又與氨氧化細菌(AOB)競爭溶解氧和厭氧氨氧化細菌競爭亞硝酸鹽，最終降低了硝化速率和自養氮去除潛力[13]。

沉降能力也會影響濃縮過程，限製可獲得的濃縮固體濃度，從而限製送往脫水或消化過程的汙泥量，這兩種過程通常在較高的固體濃度下更有效。汙泥的體積也決定了固體處理設備和工藝規模。厭氧消化器的大小是根據處理過的汙泥的體積來確定的，因此，如果固體增稠良好，可以減少體積，從而節省大量的資本和運營支出。根據全麵的經驗，Böhnke[6]指出，a級廢汙泥在重力沉降下容易增稠至總固體(TS)的6-8%。然而，沒有跡象表明為什麼a級汙泥幾乎和初級固體(5-10% TS)一樣稠化[14]。a級汙泥厭氧消化前後的脫水性能，目前尚無文獻報道。據推測，a級廢汙泥含有較低濃度的胞外聚合物質(EPS)，這種物質通過增加汙泥粘度和孔隙率，導致生物絮凝體密度降低，從而對沉降能力、增稠能力和脫水能力產生負麵影響[7,15-17]。這在一定程度上是由於某些EPS組分的親水性以及它們結合大量水的能力，而這些水很難通過機械脫水去除。Jimenez等人[7]發現，在0.5天SRT以下運行的高速率活性汙泥工藝產生的EPS濃度低於50 mg COD g¹揮發性懸浮物(VSS)，而SRTs大於2天導致COD大於100 mg g¹VSS EPS濃度。然而，與其他研究HRAS工藝EPS含量低於1天SRT的研究一樣[18-20]，該研究的重點是COD捕獲和去除效率，而不是HRAS廢水汙泥的固體處理特性。

缺乏A級中間澄清器和與A/B工藝相關的固體處理工藝的文獻和設計標準，對A級工藝的全麵實施造成了障礙，特別是在北美。此外，這些障礙也可能影響依賴於a階段過程的BNR捷徑過程的采用。因此，本研究的目的是考察A/B工藝處理城市汙水中試汙泥的沉降能力、稠化能力和脫水能力。汙泥沉降和脫水特性的評價采用標準化表征方法，如SVI和區域沉降速度(ZSV)，以及新的沉降和脫水試驗。然後將這些結果與使用相同的方法從幾個全規模活性汙泥處理相同或類似的城市廢水中獲得的結果進行比較。這些比較被用來確定與已建立的單一汙泥活性汙泥工藝的汙泥特性的差異。這項工作首次記錄了A/B工藝產生的汙泥的沉降、濃縮和脫水特性，為設計A級工藝的固體分離和固體處理部分提供了指導。

生物反應器側水深為3.4 m。中間澄清池的工作容積為1.7 m^3.表麵溢流速率為17米^3.米²d¹在設計進水流量為17l min時¹．生物反應器和澄清池的HRT分別為30分鍾和1.7小時。如圖1所示，使用壓縮空氣通過安裝在每個生物反應器底部的單個機械操作閥向細孔膜盤擴散器(直徑17.8 cm)提供曝氣。溶解氧(DO)維持在0.5 mgO₂l¹使用安裝在最後一個生物反應器(槽3)中的DO設點控製器和DO傳感器(InsiteIG Model 10, Slidell, LA)。RWI和回流活性汙泥(RAS)流動采用螺杆泵(Seepex BW5, Bottrop，德國)，帶變頻驅動器和磁性流量計(Rosemount 8705, Houston, TX)。a級和b級回流活性汙泥(RAS)流量維持在各自進水流量的100%。廢棄活性汙泥(WAS)使用數字、速度控製蠕動泵(Master flexible L/S, Vernon Hills, IL)從澄清池的底流中去除。僅考慮生物反應器中固體質量和出水懸浮物的總SRT維持在0.1-0.3天之間。

圖1:A/B導頻示意圖。AvN:氨vs NOx-N(硝酸鹽+亞硝酸鹽);IMLR:內部混合液循環。

b級中試由4個等體積生物反應器串聯而成，總工作體積為0.60 m^3.其次是工作容積為0.33 m的澄清器^3.而表麵溢流速率為6米^3.米²d¹在設計流量1.9 Lmin時¹．為了控製b級SRT(在4-10天之間變化)，從最後一個生物反應器進行水力消耗。如圖1所示，使用壓縮空氣通過機械操作閥向安裝在每個生物反應器底部的細孔膜盤擴散器(直徑17.8 cm)提供曝氣。Regmi等人[3,21]對b級先導的儀器儀表、自動化和控製策略進行了詳細描述和概述。

本研究評估了全尺寸的wwtp

從處理城市廢水的各種全尺寸處理設施中收集的汙泥樣本進行了與A/B試驗相同的測量。這提供了使用相同的標準化方法直接比較試點和全麵結果的能力。表1簡要描述了本研究中包括的每一個全尺寸設施。所有這些設施都由位於美國弗吉尼亞州東南部的漢普頓路衛生區(HRSD)擁有和運營。之所以選擇這些設施，是因為它們要麼具有與試驗研究非常相似的RWI特征或工藝配置，要麼將具有初級沉降的單汙泥工藝與雙汙泥試驗工藝進行比較。

WRRF名字	縮寫	液體治療	固體顆粒治療
A/B試點研究	A / B	A / B的過程	沒有一個
大西洋	在	帶厭氧選擇器的PST和HRAS	相控酸/氣AD
船港	黑洞	CEPT和A/O	焚燒
切薩皮克——伊麗莎白	CE	HRAS(無PST)	焚燒
詹姆士河	小	PST和MLE IFAS (有氧區培養基)	嗜中溫廣告
Nansemond	NP	PST和5級Bardenpho	嗜中溫廣告
弗吉尼亞倡議工廠	貴賓	PST和VIP流程	焚燒

表1:本研究評估的全尺寸處理設施描述PST:一級沉澱池;AD:厭氧消化;化學強化一級處理;/ O:厭氧/好氧的;MLE: Modified Ludzack- Ettinger;綜合固定膜活性汙泥

初步研究和全麵WWTPRWI特性

HRSD收集網絡的壓力超過90%;因此，試點RWI具有典型的感染性和中等強度。a級進水和出水的平均特性及其去除效率見表2。a級出水代表b級先導的進水。表3包含了本研究中評估的全規模設施的活性汙泥工藝的年平均RWI特性、設計流量和年平均汙泥年齡。該數據表示作為每個設施抽樣計劃的一部分，一年來收集的操作數據。

參數	影響	廢水	%去除
總COD (mg L-1)	551(±74)	301(±64)	45(±12)
可溶性COD;sCOD (mg L-1)	217(±30)	144(±31)	33(±12)
微粒鱈魚;pCOD (mg L-1)	335(±67)	157(±45)	52(±16)
總懸浮物;TSS (mg L-1)	201(±41)	98(±26)	50(±16)
揮發性懸浮物;VSS (mg L-1)	178(±35)	84(±21)	50(±17)
總凱氏定氮;TKN (mg-N L-1)	42(±5)	38(±4)	13(±7)
總磷;TP (mg-P L-1)	5.7(±0.8)	4.4(±0.8)	23(±12)

表2:a級中試的平均(n>200)進水和出水廢水特性和去除效率。平均值(±標準差)

沉降表征方法

采用多種方法對沉降性能進行了評價。標準方法2710D[22]測定SVI。雖然這種方法是處理設施沉降性能的常用測量方法，但SVI結果受多種因素的影響，如混合液懸浮物(MLSS)濃度、測試儀器深度和直徑、測試[23]期間有意或無意的混合。為此，本文采用區域沉降速度(ZSV)標準方法2710E[22]作為沉降能力的基準度量。對CE、AT、VIP設施和A級試點進行了固體通量分析(SFA)。SFA是通過使用稀釋到不同初始MLSS濃度的相同汙泥樣品進行多次ZSV測試來進行的，以產生阻礙沉降速度曲線，繪製為阻礙沉降速度與初始固體濃度的關係。利用該曲線，通過將Vesilind指數模型(公式1)與實驗數據擬合，以模型沉降速度與實測沉降速度的平方差之和最小，估計Vesilind沉降參數V0和k。

\ [{\ rm {V =}} {{\ rm {V}} _ {\ rm {O}}} * {{\ rm {e}} ^ {{\ rm {- k}} {} ^ * {\ rm {X }}}}\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,( 1) \]

在V₀(m人力資源¹為初始受阻沉降速度，k (m^3.公斤¹為沉降係數X (kg m)³)為固體濃度，V (m hr¹)為該固體濃度下的沉降速度。根據這些結果，由重力引起的固體通量曲線(SFg)由V和X相乘，並與X作圖。

確定柱測試

為了確定MLSS對COD和TSS去除的影響，Ramalingam等人描述的沉降柱法，通過使用更高濃度的MLSS樣品進行了修改，包括絮凝沉降。沉降柱由一個透明的圓柱體(87厘米)組成，柱的底部附著一個伊姆霍夫錐。一個排水口位於伊姆霍夫錐和柱的交彙處。柱內填滿相關工藝的出水(5.8 L)，使用開放式底部容器將含有已知TSS濃度的0.3 L混合液樣品添加到圓筒頂部。這種容器允許混合的液體樣品被添加到缸的頂部，而不會引起液壓電流，因為將樣品倒入柱中。固體被允許在預定的時間內沉澱，然後使用排水口將圓柱體頂部排出。Imhoff錐內的沉澱固體通過排泄錐去除，並通過測量TSS進行量化。在測試開始時，從添加到柱中的固體總量中減去測試期間沉降的固體分數，作為流出物TSS。

三種不同的沉降時間對應三種不同的沉降速度。大顆粒定義為沉降速度為> 6m hr的顆粒¹．中等大小的顆粒被定義為沉降速度低於6米小時的顆粒¹但要快於每小時1.5米¹．最後，將沉降速度<1.5 m hr的顆粒定義為小顆粒¹．在1.5米小時內未沉降的固體分數¹測試被認為是不可解決的。

脫水性表征方法

為了確定從中試和全尺寸處理設施汙泥樣品中獲得的脫水餅固體，采用了Higgins等人描述的標準化脫水試驗。這種方法提供了使用相同脫水裝置比較不同汙泥的能力，而不是依賴設施運行數據，根據汙泥調節和脫水設備的不同。從生物除磷設施收集的汙泥樣本在曝氣條件下運往實驗室，以防止磷釋放。首先，根據標準方法2710G[22]，通過增加聚合物濃度和測量毛細管吸入時間(CST)來確定聚合物(Zetag 7583, BASF)的最佳劑量。在三次實驗中，聚合物的最佳劑量被選為導致平均CST最低的劑量。最佳聚合物用量的汙泥樣品在帶式壓濾布上重力部分脫水，然後轉移到離心杯中。這些杯子是定製製作的，包含一個設備，支持一層帶壓濾機織物，允許濾液積累在杯子的底部。樣品在3000X g下離心10分鍾。脫水餅的幹固形物百分率(DS)含量按標準方法2540G[22]進行測定。

分析方法和數據分析

通過收集每個進水和出水的24小時流量加權複合樣品，並根據標準方法[22]分析總COD、可溶性COD (1.5 μ m玻璃超細纖維過濾)、TSS、VSS、TKN和TP，來評估A/B試點的性能。顆粒COD以總COD與sCOD之差計算。根據Jenkins等人[26]的方法，通過顯微枚舉法在混合白酒樣品中鑒定出絲狀細菌。

使用Sigma Plot 12.5 (Systat軟件公司，印度班加羅爾)進行統計分析，包括皮爾遜積矩合作關係(R)、Shapiro-Wilk正態檢驗、t檢驗、線性回歸(R2)、均值、標準差(SD)、均值標準誤差(SE)、單因素方差分析(ANOVA)和置信區間(CI)。在p值為0.05時計算置信區間。

結果與討論

平均a級先導操作和性能

A/B中試的A段HRT為30分鍾，SRT維持在0.1-0.3天之間，考慮到出水TSS，不包括中間澄清池中的固體。如表2所示，TSS和VSS去除平均值分別為50±16%(平均值±標準差)和50±17%。懸浮物去除率低於單獨一次沉降所達到的效果，後者通常為60-70%[14]。雖然在這項工作中沒有詳細探討，但對此的一個合理解釋是，微生物生長消耗了可溶性底物，從而產生了顆粒狀和膠體狀生物量。由於a級在如此低的汙泥齡下運行，新產生的生物質沒有完全聚集成可沉降絮凝體，導致TSS去除效率較低。Bisogni和Lawrence[27]將這種現象稱為分散生長，並發現它發生在完全混合活性汙泥過程中小於一天的SRTs中。

a級中試工藝的COD去除率平均為45±12%，低於報道的全規模a級工藝的去除55-75%進水COD[28]的性能。較低的COD去除率是有意在先導a級中實現的，並通過SRT操作來維持，因為為了優化b級先導[3]的氮去除率，控製了COD去除率。為了實現快速脫氮，b級在SRT方麵操作積極，這需要相對穩定的進水COD/N比在6-7之間。正如Regmi等人在[3]中所討論的那樣，過多的COD會降低硝化速率，過少的COD會限製總體氮去除。

a期通過同化和沉降去除總磷和總氮，平均分別為23±12%和13±7%。總磷也通過化學沉澱法去除，因為在一年的大部分時間裏，CE設施在初步處理前(即在試驗RWI攝入量的上遊)投加氯化鐵以控製氣味。

a段操作對混合液沉降的影響

通過常規測定混合液的SVI來量化a級沉降。每周在顯微鏡下觀察混合酒樣品，以確定絲狀細菌的存在。試驗a段混合液的SVI值平均為85±26 mL g¹(n=393)超過600天的連續運行。這個值在38到93毫升g的範圍內¹Böhnke[6]為試點和全規模的a階段過程報告。在600天的操作中，SVI高於150 mL g的不足10天¹最大SVI為217 mL g¹．完全混合HRAS工藝在低汙泥齡和高有機負荷時沉降較差[27,29,30]，與之不同的是，a級試驗采用了插塞流配置，通過選擇快速生長的絮凝菌或r-策略菌，而不是生長較慢的絲狀菌或k -策略菌，以促進汙泥的良好沉降。此外，在DO濃度低於1毫克O的情況下操作₂l¹不會導致沉降不良，這與Palm和Jenkins J. C.[31]提出的經典膨脹理論相反，該理論認為增加負載必須增加體積DO濃度，以避免絲狀細菌的增殖。

在a級試驗的膨脹期間，在混合酒樣品中觀察到1863型絲狀細菌。I型和II型硫thrix spp.也存在，但從未大量導致汙泥膨脹。1863型絲狀細菌通常出現在有機物負荷率高、汙泥齡短、DO條件低的活性汙泥過程中，這些是a級試驗運行時的操作條件[26]。雖然統計分析沒有發現體積DO濃度與SVI之間的直接相關性(n=414, R=-0.05, p=0.24)，但當DO小於約0.1 mg L時，普遍存在體積膨脹現象¹．膨脹的原因是。1863型細菌，已知在低DO條件下繁殖[26]。然而，a期SVI與SRT (n=381, R=0.32, p<0.001)和MLSS (n=242, R=0.24, p<0.001)確實相關，因為這些參數是相互關聯的，並直接影響大塊DO濃度。也就是說，隨著SRT的增加，MLSS濃度也會增加，從而導致總需氧量的增加。當需氧量超過a級曝氣係統的氧傳遞能力時，DO將降至0.1 mg L以下¹而且，如果大量DO濃度持續較低的時間超過大約一天，就會很快發生膨脹。

利用ZSV和沉降柱試驗對沉降性進行表征

為了進一步研究和比較a級混合液與其他全規模活性汙泥工藝的沉降能力，采用來自a級和AT、CE和VIP處理設施的混合液樣品進行了ZSV和沉降柱試驗。之所以選擇CE設施，是因為其HRAS過程類似於a級先導(即沒有PSTs)，並獲得與a級先導相同的RWI。選擇AT設施也是因為它的HRAS過程，除了它有PSTs和厭氧選擇器，通過促進生物除磷來改善沉降。VIP設施也有用於生物除磷的前厭氧區，但運行時間較長(9.9±1.7天)，以實現生物除氮。

利用ZSV試驗結果進行固體通量分析，以實驗確定來自中試a級和AT、CE和VIP處理設施的混合液樣品的Vesilind沉降參數。這些測試的平均Vesilind參數結果如圖2所示。飛行員a級有一個Vesilind V型₀15.0±6.3米小時¹(均值±CI)， k為0.70±0.06 m^3.公斤¹．比較導頻V₀在其他設施中，先導a段略高於CE段(11.3±3.4 m hr)¹)和VIP(11.2±6.1 m hr¹)設施。a期k與AT期k(0.67±0.31 m)比較接近^3.公斤¹)設施。除了AT設施，V₀所有其他混合液樣品的值都在活性汙泥工藝的典型範圍內(k=0.2-1;V₀= 5 - 15)[32]。AT設備可能有異常高的V值₀因為該設施有專門設計的厭氧選擇器，以提高沉降。利用每個過程的所有ZSV測試結果，使用最小二乘法擬合每個數據集的Vesilind沉降速度模型曲線(公式1)。合成曲線如圖3a所示。使用預測的V₀對於每個模型曲線和實際MLSS數據，生成了每個設施和a級先導的固體重力通量(SFg)曲線(圖3b)。

圖2:用ZSV試驗對來自a級中試和AT、CE和VIP處理設施的混合液樣品測定的Vesilind初始阻礙沉降速度(V0)和沉降參數(k)的比較誤差條表示95% CI。

如前所述，a段最大沉降速度與CE和VIP相似(p=0.591)。但是，與AT混合液一樣，隨著MLSS濃度的增加，先導a段沉降速度迅速下降。有趣的是，中試a階段、CE和VIP(圖3b)的最大SFg發生在初始MLSS濃度接近其平均運行MLSS濃度(1592±615、2710±265、4145±450 mg L)時¹,分別。這表明，活性汙泥工藝運行時的MLSS濃度、二級澄清池的固體負荷和表麵溢流率可能在決定汙泥沉降能力方麵起著重要作用。也就是說，固體分離過程選擇具有與操作條件直接相關的沉降特性的固體。這類似於在好氧顆粒汙泥係統[33]中使用高沉降速度來選擇和保留顆粒。此外，這可能與二級澄清器的固體負載和表麵溢出率有關，這導致了固體以特定速度沉降的選擇，這取決於固體分離過程的操作。

圖3:比較(a)模擬沉降速度和(b)在對來自試點a級和AT、CE和VIP處理設施的混合液樣品進行ZSV測試期間的SFg與MLSS初始濃度。

ZSV測試的局限性之一是，在低初始MLSS濃度時，很難識別離散的固體界麵，因此很難估計沉降速度。此外，在先導a階段ZSV測試中，似乎存在兩種類型的固體，並且這些固體以不同的速度沉降。為了量化這一觀察結果，沉降柱試驗在a級，CE和VIP使用不同TSS濃度的混合液樣品進行。圖4總結了這些測試的結果。出於前麵討論的相同原因，我們使用CE和VIP的樣品將a段與HRAS(短SRT)過程和BNR(長SRT)過程進行比較。對於全尺寸設施，當沉降試驗在高(>1.5 g L¹)初始MLSS濃度，80%的固體被認為是大顆粒，沉降速度為bb1 6米小時¹隻有少量的中、小顆粒(1-10%)。而a段的不固結率高達36%。這與預期一致，因為a級由於其高速率操作(即SRT<0.5天)，生物絮凝限製，並反映在流出液中作為TSS，平均為98±26 mg L¹．從本質上說，高速率操作阻礙了足夠數量的生物質的積累和可用的吸附位點。

圖4:沉降柱測試結果比較初始樣品MLSS濃度與基於沉降速度的粒度分餾VIP和CE處理設施和a段中試研究。

當比較低初始MLSS和高MLSS測試的結果時，三種混合液體中不沉澱固體的比例都增加了。這可以用正動絮凝現象來解釋，其中大顆粒沉降速度比小顆粒高，與小顆粒碰撞，導致兩個顆粒以更高的淨沉降速度[14]去除。這也解釋了為什麼大固體的分數以>6米小時的速度沉降¹隨MLSS的增加而增加。另一個趨勢是，在較長的SRTs下，中、小顆粒的比例增加，而不穩定顆粒和大顆粒的比例減少。這可能是由於密度更大的初級顆粒轉化為更多孔、沉降速度更慢的生物絮凝體[27,34]。

利用最佳聚合物劑量和離心法表征脫水性能

為了表征a級中試和全尺寸設施的汙泥脫水能力，進行了不同聚合物劑量下的毛細管吸入時間測試。所有汙泥的最佳聚合物投加量，以最低CST表示，見表4。這些測試是使用來自BH、NP和VIP處理設施的一級和二級汙泥進行的。之所以選擇這些設施，是因為它們都有一次沉澱，而且由於進水特性不同(表3)和工藝配置(表1)，每個設施都有不同的汙泥特性。表4還包含了基於每個設施和A/B試點的一年運行數據產生的一次到二次固體的平均分數。盡管試驗a級汙泥沒有被送往厭氧消化係統，但分析厭氧消化a級汙泥的脫水能力對提供固體處理特性的全麵範圍是重要的。此外，這樣的測試將提供數據，以直接比較具有厭氧消化器的全尺寸係統。

參數	在	黑洞	CE	小	NP	貴賓
COD (mg L-1)	507(±37)	379(±70)	497(±35)	547(±18)	469(±28)	366(±50)
sCOD (mg L-1)	256(±21)	180(±48)	246(±16)	281(±8)	229(±18)	191(±34)
pCOD (mg L-1)	251(±22)	199(±30)	251(±27)	266(±27)	241(±32)	175(±26)
TSS (mg L-1)	168(±13)	136(±20)	161(±12)	174(±17)	161(±10)	117(±13)
TKN (mg-N L-1)	44(±2)	31(±5)	41(±2)	39(±4)	41(±3)	28(±4)
TP (mg-P L-1)	6.0(±0.5)	3.8(±0.8)	5.1(±0.3)	5.1(±0.5)	7.4(±0.8)	4.6(±0.7)
設計流程(m3秒- 1)	2.37	1.10	1.05	0.88	1.31	1.75
SRT(天)	2.4(±0.2)	7.6(±4.9)	3.2(±0.9)	5.0(±0.6)	12.5(±2.1)	9.9(±1.7)
SVI (mL g-1)	93(±30)	136(±39)	107(±52)	146(±21)	76(±16)	86(±15)

表格3：本研究評估了全規模設施的平均RWI (n>48)濃度和活性汙泥運行參數。平均值(±標準差)。

設施	固體型	中科	聚合物最佳劑量	PS - SS分數
		(秒)	(g聚合物kg－1DS)	（％）
A / B	一個舞台	10.1(±1.1)	3.9(±1.1)	70(±15)
	b階	10.9(±1.7)	4.1(±0.4)
貴賓	主要的	11.0(±0.1)	4.5(±0.3)	67(±9)
	二次	11.2(±0.3)	4.4(±1.9)
黑洞	主要的	12.0(±1.5)	3.8(±0.7)	49(±5)
	二次	11.5(±1.6)	3.7(±1.3)
NP	主要的	11.1(±0.5)	3.4(±na)	45(±15)
	二次	10.7(±0.2)	2.5(±na)

表4:A/B試點和BH、VIP和NP設施的平均(±標準差)CST和最佳聚合物劑量。

毛細管吸入時間試驗一致得出結論，a級汙泥所需聚合物的最佳劑量為3.9±1.1 g聚合物kg¹CST為10.1±1.1秒時的DS。對全尺寸未消化固體流的測試結果類似(表4)。所有聚合物的最佳用量都在初級聚合物的典型範圍內(1-4 g kg)¹)和二次固體(3-10克公斤)¹)[14]。使用CST測試中確定的最佳聚合物劑量，確定了每個過程中初級固體(PS)到次級固體(SS)不同混合物的脫水率，如圖5所示。正如預期的那樣，結果表明PS的脫水效果優於SS，而且PS與SS的混合程度越高，組合汙泥的整體脫水能力就越強。這是由於PS所含的EPS比SS少，而且已知EPS與水結合會增加汙泥粘度[7,15,17]。Houghton等人[16]使用CST測試證明EPS在35 mg EPS g左右時有利於脫水¹活性汙泥的TSS。然而，PS在EPS濃度較低時脫水效果更好，並不能從EPS濃度升高中獲益。雖然a期是一個生物過程並產生EPS，但a期WAS脫水(34.3±0.4%;平均值±SEM)和全規模設施的PS (VIP=37.4±1.1%;Bh =36.3±0.3%;Np =35.3±0.01%)。這可能是由於a級汙泥的EPS含量較低，因為在較短的汙泥齡[7]運行，而較低的EPS含量通常會導致較好的脫水性能[15-17]。但對a段工藝EPS的生產和組成還需要進一步研究。

圖5:脫水試驗結果比較脫水的餅固體部分，在幹固體的基礎上，一次到二次廢物固體的部分。誤差條表示平均的標準誤差。

A/B試點的總體脫水能力，如圖5中最佳擬合線所示，比全尺寸設施的脫水能力要小。然而，NP並沒有很好的線性擬合(R²= 0.90)。考慮到A/B試驗產生的A級到B級WAS的比例更高(表4)，就可獲得的餅固體而言，A/B試驗的脫水能力優於全尺寸設施。這可以在圖6中看到，每個設施的脫水濾餅固體是基於PS到SS餾分與濾餅固體之間的線性關係(即斜率和截距)進行預測的。每個設備的PS與SS比值的一年的實際月平均值被用來預測脫水的餅固體。對於A/B試點項目，使用了整整一年的數據。

圖6:根據VIP、NP和BH處理設施的PS到SS的月平均分數，以及a /B試點的a級到B級WAS的全年常規測量，預測餅固體。

混合A/B固體的預測脫水率為26.8±0.3%(平均±CI)，低於VIP和BH設施的平均27.8±0.5%和29.4±1.0%。NP設施最低，為23.5±1.4%。如果A級產生的固體含量接近全尺寸A/B設施[6]的75%，那麼預測的蛋糕固體含量將略高，約為28%。PS / SS的實際較低分數為70±15%，是因為a級中試的COD和TSS去除效率較低，因為b級中試的COD去除控製是為了優化氮去除。BH設施擁有最高的餅固體，因為較高的PS / SS分數與化學強化一級處理過程中更高的固體去除和鐵鹽添加產生的金屬沉澱物有關。NP的脫水能力較差，可能是因為該設施進行生物除磷，這已被證明會降低消化固體[25]的脫水能力。

結論

a段工藝產生的固體具有良好的沉降和脫水特性。未消化a級固體的沉降、濃縮和脫水性能表明，從固體處理的角度來看，a級活性汙泥法是一種可行的工藝。這些結果隻適用於未消化的固體，因為它們可能不能預測已消化的固體，因為脫水性隨消化的變化而變化。需要進一步研究以確定消化A/B固體的脫水性能。

確認

該項目由漢普頓路衛生區(HRSD)資助。該項目還獲得了水環境研究基金會(INFR6R11)和美國環境保護署(RD-83556701-1)的資助。本稿件的內容僅由受讓人負責，並不代表美國環保局或WERF的官方觀點。此外，USEPA和WERF不支持購買本出版物中提到的任何商業產品或服務。提交人還想感謝巴克內爾大學的馬修·希金斯博士提供了脫水試驗的細節，並感謝布朗和考德威爾提供了一個解決專欄。

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文章類型:研究文章

引用:米勒MW, DeArmond J，埃利特M, Kinyua M, Kinnear D，等。(2016)快速生物脫氮a段活性汙泥的沉降和脫水特性。國際J水廢水處理2(5):doi http://dx.doi.org/10.16966/2381-5299.133

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出版的曆史:

收到日期:2016年8月2日

接受日期:2016年11月04日

發表日期:2016年11月09日