游离亚硝酸等电点预处理促进初沉污泥固液分离的特性

何强，廖琪琪，李麟，刘彩虹; HE Qiang; LIAO Qiqi; LI Lin; LIU Caihong

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游离亚硝酸等电点预处理促进初沉污泥固液分离的特性 PDF

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何强
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廖琪琪
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李麟
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刘彩虹
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重庆大学三峡库区生态环境教育部重点实验室，重庆 400045

中图分类号： X703.1

最近更新：2023-11-10

DOI：10.11835/j.issn.2096-6717.2022.082

摘要

城镇污水厂每天产生大量初沉污泥，初沉污泥成分复杂，无机质含量高，沉降性能不佳。等电点预处理能有效破坏初沉污泥的絮凝状态，游离亚硝酸通过有效破坏细菌结构促进有机物水解，经预处理后的污泥更有利于发酵回收利用和最终的处理处置。研究游离亚硝酸对初沉污泥作等电点预处理的效果，结果表明，在等电点条件下，初沉污泥沉降性能得到改善，CST从203.10 s降低至101.65 s，有机质在固相中得到最大程度保留，上清液中COD从1 246.59 mg/L降低至1 048.80 mg/L，同时，有效促进污泥中金属污染物溶出，减少了污泥外运处置可能导致的二次污染，但也促进了氮磷类污染物的溶出。投加300 mg/L NO₂^--N后进行预处理，初沉污泥SCOD溶出增大，但明显减少了氮磷类污染物的释放，预处理后NH₄⁺-N仅为118.88 mg/L，PO₄^3--P为6.91 mg/L。结果表明，NO₂^--N投加量为300 mg/L、预处理时长取1 h为最佳条件。

关键词

等电点; 游离亚硝酸; 预处理; 初沉污泥; 污泥预处理

据中国住房和城乡建设部《2020年城乡建设统计年鉴》统计，全国城市已建成2 618座污水厂，每日可处理19 267.1万m³污水，其他污水处理设施每日可处理1 138万m³污水^[

1]。随着污水处理能力的提高，初沉污泥的产量也迅速增加。据统计，2019年中国污泥（含水率80%）产量已超过6 000万t^{[参考文献 2

百度学术}2]，初沉污泥作为城镇污水厂中污泥的重要组成部分，采用合适的方法实现其减量化和资源化已成为迫在眉睫的问题。

厌氧发酵产酸技术可以分解初沉污泥中的有机质，但发酵过程存在水解缓慢、转化效率低^[

3]的问题，通过预处理技术可以对其有效改善。当前的预处理技术主要包含以机械粉碎^{[参考文献 4

百度学术}4]、微波^{[参考文献 5-6}5-6]、超声波^{[参考文献 7-8}7-8]、高压均质破解^{[参考文献 9

百度学术}9]、热解预处理^{[参考文献 10-11}10-11]为代表的物理方法，以酸^{[参考文献 12-13}12-13]、碱^{[参考文献 14-15}14-15]预处理为代表的化学方法，以及以酶^{[参考文献 16

百度学术}16]预处理为代表的生物方法。其中，酸预处理具有装置简单、操作方便、成本低等优点^{[参考文献 17-18}17-18]，可以在室温或中温条件下进行操作，有研究认为^{[参考文献 19

百度学术}19]有机物分子在等电点附近的溶解度最小，可以将有机质最大程度地保留在污泥固相中。还有研究^{[参考文献 20

百度学术}20]认为亚硝酸盐具有促进细胞壁和有机物水解的作用。笔者提出一种通过游离亚硝酸调节pH来调节污泥Zeta电位的方法进行等电点预处理，改善污泥沉降性能，并对初沉污泥在游离亚硝酸预处理条件下的性质变化进行探究和分析。

1 试验

1.1 试验材料

试验所用初沉污泥取自重庆市鸡冠石污水处理厂，取回的新鲜污泥经过筛后备用，测定初沉污泥相关性质，污泥总化学需氧量（TCOD）为（37.80±0.12） g/L，混合液悬浮固体浓度（MLSS）为（40.398±0.163）g/L，混合液挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）为（17.710±0.200）g/L。初沉污泥上清液的基本性质见表1。

表1 初沉污泥上清液的基本性质

Table 1 Basic properties of primary sludge supernatant

pH值	溶解性化学需氧量（SCOD）/(mg/L)	总氮（TN）/(mg/L)	氨氮（NH₄⁺-N）/(mg/L)
7.12±0.30	620.5±50.4	98.0±20.1	78.0±12.4
硝酸盐（NO₃^--N）/(mg/L)	磷酸盐（PO₄^3--P）/(mg/L)	可挥发性脂肪酸（VFAs，以COD计）/(mg/L)	氧化还原电位（ORP）/mV
12.6±4.2	1.34±0.45	560.5±30.9	-260.4±0.8

1.2 试验方法及测试方法

1.2.1 试验方案

在采集后使用便携式多参仪(HACH哈希，美国)对污泥进行污泥温度（Primary sludge temperature，Temp）、溶解氧DO（dissolved oxygen）、氢离子浓度（pH）和氧化还原电位（Oxido-reduction potential，ORP）的测定。取回的新鲜污泥放置4 ℃冷库中沉降24 h，静沉去掉上清液中的表层漂浮杂质，并使用8目的筛网进行筛选，以筛除大于2 mm的无机物颗粒和有机物残渣。筛选完成的初沉污泥使用棕色血清瓶保存，并存放在4 ℃的冰箱内待用。

污泥的酸性预处理使用1 mol/L的HCl溶液和NaOH溶液调节pH值为1~7，使用酸度计（PB-10，Sartorius赛多利斯，德国）测定污泥pH值，待pH值稳定后使用量筒量取200 mL污泥加入250 mL血清瓶，拧紧瓶盖保证不漏气后放入35 ℃、140 r/min转速恒温水浴摇床，定期通过取样针取样并测定相关指标。

经同样处理后，投加亚硝酸盐组别根据体积投加100、200、300、400 mg/L NO₂^--N，在35 ℃条件下以140 r/min转速进行预处理，定期通过取样针取样并测定相关指标。

1.2.2 测试方法　　1）化学分析

基本指标测试参考第4版的《水和废水监测分析方法》中推荐的方法^[

21]。具体来说，用重量法测定MLVSS和MLSS。初沉污泥经离心机8 000 r/min离心10 min后，通过0.45 μm混合纤维素滤膜（Φ47/0.45，Whatman）过滤水样，滤后水用于SCOD、金属元素、TN、NH₄⁺-N、NO₃^--N、NO₂^--N和PO₄^3--P测试。SCOD采用重铬酸钾消解法，使用光程为10 mm的玻璃比色皿在波长为400 nm处测定吸光度。TN采用TOC仪器检测法。NH₄⁺-N采用纳氏试剂分光光度法，在波长为420 nm处测定吸光度。NO₃^--N采用紫外分光光度法，在波长为220和275 nm处测定吸光度。NO₂^--N采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法，在波长为540 nm处测定吸光度。PO₄^3--P采用过硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法，在波长为700 nm处测定吸光度。采用使用气相色谱仪(天美，GC7900/热导检测器，中国)测定气体和挥发性脂肪酸(VFAs)的组分和含量，采用ICP-OES仪器（Thermo Fisher iCAP PRO，美国）测定上清液中Fe、Ca和Mg含量。

2）　毛细吸水时间（CST，Capillary suction time）

CST是已知体积的悬浮液因为标准CST滤纸所产生的毛细吸收压力而滤出所需要的时间，用于判断悬浮液的脱水性能。使用CST测定仪（北京恒奥德，HDFC-10A，中国）进行测定。

3）电子显微镜分析

将反应前后的污泥样品经冷冻干燥后固定在铜片上，再经过喷金镀膜以增强导电性，通过扫描电子显微镜（ZEISS Gemini SEM 300，德国）观察初沉污泥样品微观形态的变化。

4）三维荧光光谱分析

为分析初沉污泥释放的溶解性有机物种类和特性，使用荧光分光光度计（F-7000，HITACHI，日本）对稀释后的污泥上清液进行分析。三维激发发射光谱1 200 nm/min的扫描速度以5 nm为增量，扫描范围为激发波长(E_x)200~550 nm，发射波长(E_m)200~600 nm。获得的矩阵光谱数据采用Origin2018进行数据分析。参照Chen等^[

22]的方法划分荧光区域。

2 试验结果与讨论

2.1 等电点预处理对初沉污泥基本性质的影响

2.1.1 对沉降、脱水性能的影响

初沉污泥的原始pH值为7.4，通过1 mol/L HCl溶液调节初沉污泥pH值，30 min的沉降效果如图1所示，可以看出初沉污泥的沉降性随pH的减小而增大。

(a) pH=1

(b) pH=2

(d) pH=4

(e) pH=5

(f) pH=6

(g) pH=7

图1 初沉污泥在不同pH值的沉降效果

Fig. 1 Sedimentation effect of primary sludge with different pH

在相同条件下测定初沉污泥的Zeta电位和毛细吸水时间，结果如图2、图3所示。由图2可以看出，在pH值接近3时Zeta电位为0，此时认为是初沉污泥的等电点。污泥的原始CST为203.10 s，由图3可以看出，在等电点附近，污泥的CST最短，为101.65 s，可认为在这个pH值条件下脱水性能达到最优。

图2 初沉污泥在不同pH值的Zeta电位

Fig. 2 Variation of Zeta-potential of primary sludge with different pH

图3 初沉污泥在不同pH值的毛细吸水时间

Fig. 3 Variation of capillary suction time of primary sludge with different pH

由分形维数数据发现，空白条件下，污泥分形维数为2.167，在pH=1~7条件下，分形维数分别为：2.114、2.138、2.138、2.150、2.168、2.155和2.146，8组分形维数都在2.1左右，表明等电点预处理对初沉污泥的絮体颗粒的紧密程度并未造成明显改变，因此，等电点预处理主要改变了初沉污泥的带电性，通过减少污泥絮体表面电荷可能是提高沉降性能的主要原因。

2.1.2 对初沉污泥微观形态的影响

采用电子扫描电镜对经过预处理和未经预处理的污泥颗粒表面进行观察，结果如图4所示。从图4可以看出，在初沉污泥中原聚集在一起的较大污泥颗粒经过预处理的作用后成为分散且无规则分布的小污泥颗粒。初沉污泥的表面结构，在预处理前初沉污泥表面相对粗糙，并且在污泥表面附着了较多的，如无机物、微生物、细菌、有机质等，而在预处理过后污泥表面变得更光滑，其表面附着的物质也明显减少，说明预处理有效地使初沉污泥解聚，并使部分附着在污泥表面的物质脱落。

（a） pH=1

（b） pH=2

（c） pH=3

（d） pH=4

（e） pH=5

（f） pH=6

（g） pH=7

（h）空白对照组

图4 初沉污泥经不同pH值预处理后的电镜结构

Fig. 4 Electron microscopic structure of primary sludge by free acid pretreatment with different pH

2.1.3 对金属元素的溶出影响

在不同pH值酸预处理后，测定污泥溶出的以Fe、Mg和Ca为代表的主要金属元素，结果如图5所示。通过图5可以看出，以Fe、Mg、Ca为代表的金属元素溶出与pH值呈明显的负相关。pH值越低，金属物质含量越高，Fe的初始含量为25.62 mg/L，Mg初始含量为23.21 mg/L，Ca初始含量为120.76 mg/L，在pH=1时，Ca的溶出量为1 163.25 mg/L，Fe的溶出量量为868.65 mg/L。Mg的溶出量随pH的降低出现一定的上升，从23.21 mg/L上升至94.82 mg/L。这些结果表明，预处理可以有效释放污泥固相中的金属元素，减小金属元素对污泥固相资源化利用的影响。

图5 初沉污泥在不同pH值的金属元素含量

Fig. 5 Variation of metallics of primary sludge with different pH

2.1.4 对有机质的溶出影响

1） SCOD

预处理后初沉污泥上清液中的SCOD如图6所示，pH值可以明显影响初沉污泥中有机质的溶出，在等电点附近SCOD的溶出达到最低，pH=3时为650.00 mg/L，此时有机质被有效浓缩在固相之中，在pH=5时SCOD最大，为891.39 mg/L。

图6 初沉污泥在不同pH值的SCOD含量

Fig. 6 Variation of SCOD of primary sludge with different pH

2）有机质种类

将荧光区域划分成5个子区域（Aera）：Aera Ⅰ和Ⅱ（λ_ex<250 nm，λ_em<350 nm）表征简单的芳香蛋白类物质；Aera Ⅲ（λ_ex<250 nm，λ_em>350 nm）表征类富里酸物质；Aera Ⅳ（250 nm<λ_ex<280 nm，λ_em<380 nm）表征溶解性微生物代谢产物，如络氨酸、色氨酸等物质；Aera Ⅴ（λ_ex>280 nm，λ_em>380 nm）表征类腐殖酸物质。

pH=3、5时是有机质分别时溶出最低和最高的情况，因此，作为典型进行对比分析。如图7所示，初沉污泥中的有机质类型主要集中在：1）M区域：溶解性微生物代谢产物，如络氨酸、色氨酸等物质；2）N区域：简单的芳香蛋白类物质和富里酸物质。对比空白对照组中有机质的区域及浓度，可以看出与SCOD的溶出效果一致，有机质的浓度在pH=5的条件下远高于pH=3。

（a）空白对照

（b） pH=3

（c） pH=5

图7 初沉污泥上清液中DOM的荧光EEM

Fig. 7 Fluorescence EEM for DOM of the supernatant in the primary sludge

2.1.5 对氮磷污染物溶出影响

酸预处理前后对污泥溶出的氮磷污染物进行测定，结果如图8所示。由图8可以看出，氮磷污染物的溶出受到pH的显著影响，调节初沉污泥pH值后，污泥上清液中NH₄⁺-N的含量随pH值的降低出现明显的上升，NH₄⁺-N初始83.94 mg/L，在pH值等于2时，出现最高值为173.47 mg/L，是初始条件下的氨氮含量的2.07倍。而磷酸盐污染物PO₄^3--P的溶出受到pH的影响更为明显，PO₄^3--P初始为5.73 mg/L，在pH=1时达到188.02 mg/L，约为初始值的21.54倍。

图8 初沉污泥上清液中NH₄⁺-N、PO₄^3--P随pH值的变化情况

Fig. 8 The variation of NH₄⁺-N、PO₄^3--P in the supernatant of primary sludge with pH

溶解性NH₄⁺-N的和PO₄^3--P不会随着有机物沉淀，等电点预处理可能会释放原本吸附于无机物以及污泥絮体表面的NH₄⁺-N。对于磷元素，很可能有一大部分来自于无机物，酸性条件下金属离子溶出，与其结合的磷酸根也被释放，因此，NH₄⁺-N的释放远高于NH₄⁺-N。

这些结果表明，等电点预处理可以有效保留污泥中的有机质，但也促进了初沉污泥中氮、磷元素的释放。

2.2 投加亚硝酸盐对等电点预处理的影响

通过以上试验发现，pH=3是初沉污泥的等电点，可以有效改善污泥的沉降性和脱水性，但不能有效保留氮磷元素。因此，在实验中，在等电点预处理后，首先对比是否投加亚硝酸盐对有机质和氮磷元素释放的影响，确定亚硝酸盐处理的有效性，再定量投加亚硝酸盐，测定氮磷元素释放量以获得最佳投加量和最佳处理时长。

2.2.1 投加亚硝酸盐对有机质的溶出影响

O组为无预处理空白对照组，A组为1 mol/L HCl预处理至pH=3组，B组为1 mol/L HCl预处理pH=3后投加300 mg/L NO₂^--N组。

在24 h预处理后分别取样测定其中的有机质变化情况，根据相关研究结果^[

23]，认为亚硝酸盐在水中产生的COD_cr与其浓度呈正相关关系，1 mg/L的亚硝酸盐产生0.369 3 mg/L的COD_cr，在本组实验结果中对应扣除投加NO₂^--N对COD造成的影响，最终效果如图9。可以看出，24 h预处理后，上清液中SCOD含量从初始的635.00 mg/L出现了不同程度的增加。O组的SCOD在24 h后达到806.03 mg/L，增加了大约26.9%，A组的SCOD在24 h后达到676.72 mg/L，增加了大约6.6%，溶出低于空白对照组，而外加游离亚硝酸在24 h则使得SCOD溶出为764.21 mg/L，增加了20.3%。

图9 污泥上清液中SCOD随预处理酸种类的变化情况

Fig. 9 The variation of SCOD in the supernatant of primary sludge with different acid after pre-treatment

2.2.2 投加亚硝酸盐对基本污染物的溶出影响

投加亚硝酸盐后，测定预处理24 h前后污泥上清液中氮磷污染物的含量，结果如图10和11所示。从图10和图11可以看出，氮类污染物的组间区别不大。氮类污染物的主要存在形式为NH₄⁺-N，3个组别的NH₄⁺-N初始含量达到117.56、128.97、95.78 mg/L，NO₃^--N初始含量分别为4.45、4.97、53.81 mg/L，NO₂^--N则分别为0、0、314.64 mg/L。在处理24 h后，O组和A组中NO₂^--N含量无增长，而B组中含量降低为304.78 mg/L，根据投加NO₂^--N的量可以看出，部分NO₂^--N迅速转化为了NO₃^--N，使得NO₃^--N的含量增长为66.15 mg/L。O组中NH₄⁺-N从117.56 mg/L增长到206.34 mg/L，A组增长到180.77 mg/L，B组则仅增长到118.88 mg/L，在本研究中，预处理时间时间较短，在反应的初始阶段污泥中可能存在一定含量的氧气，有研究^[

24]认为DO=0.1 mg/L左右，就可以满足反硝化脱氮所需的缺氧条件，NO₂^--N是反硝化中间过程的电子受体，在有机物含量充足的条件下，反应过程非常迅速，因此，可能通过反硝化将其迅速转化为了N₂O和N₂，实现了NO₂^--N的消耗。同时可以看出，投加亚硝酸盐抑制了NH₄⁺-N的释出，可能是在厌氧环境下出现了厌氧氨氧化，以氨氮为电子供体，亚硝酸盐为电子受体，将水体中的氮类物质转化为氮气和硝酸，消耗了氨氮和亚硝酸盐。

图10 亚硝酸等电点预处理后初沉污泥上清液中氮磷元素初始含量

Fig.10 The initial content of nitrogen and phosphorus pollutants in the supernatant of primary sludge after free nitrous isoelectric point pretreatment

注： O为空白组；A为pH=3, NO₂^--N为0；B为pH=3, NO₂^--N为300 mg/L

图11 亚硝酸等电点预处理1 d后初沉污泥上清液中氮磷元素含量

Fig. 11 The content of nitrogen and phosphorus pollutants in the supernatant of primary sludge after 1 d with free nitrous isoelectric point pretreatment

注： O为空白组；A为pH=3, NO₂^--N为0；B为pH=3, NO₂^--N为300 mg/L

PO₄^3--P初始含量为4.40 mg/L，在处理24 h后，测样结果表明，O组中PO₄^3--P溶出量为51.68 mg/L，相对于初始含量增长了10.75倍；A组中PO₄^3--P溶出量为175.73 mg/L，相对于初始含量增长了38.94倍；B组中PO₄^3--P 溶出量为 18.28 mg/L，相对于初始含量增长了3.15倍，明显低于其他两组的溶出量。

同时，在仅盐酸预处理后极短时间内，PO₄^3--P就出现了明显的溶出，PO₄^3--P含量迅速增长为25.22 mg/L，增长了约24.22倍，而增加了游离亚硝酸根的组别PO₄^3--P溶出量为6.91 mg/L，仅比空白组增长了0.57倍，远低于仅盐酸预处理的组别，说明投加了游离亚硝酸对于PO₄^3--P的溶出有一定的抑制作用。有研究认为，这是因为NO₂^--N是反硝化过程中的电子受体，作为中间产物具有快速传递电子的能力，使得初沉污泥中出现了快速的厌氧反硝化作用，同时可能存在的反硝化除磷菌（DPAOs, Denitrifying Phosphorus Accumulating Organisms）在反硝化中吸收了部分磷，使得在酸性环境下PO₄^3--P的溶出减少^[

25]。

2.2.3 亚硝酸盐投加量及处理时长对预处理的影响

在投加不同含量的游离亚硝酸盐的条件下，每隔15 min取样测定其中的主要污染物。O组为仅使用盐酸预处理组别，A组为使用盐酸预处理后，投加100 mg/L NO₂^--N，B组为使用盐酸预处理后，投加200 mg/L NO₂^--N，C组为使用盐酸预处理后，投加300 mg/L NO₂^--N，D组为使用盐酸预处理后，投加400 mg/L NO₂^--N。

1）氮类污染物的溶出变化

氮类污染物的主要存在形式为NH₄⁺-N，在0、15、30、45、60、90 min时取样测定期含量，结果如图12所示。

图12 游离亚硝酸预处理不同时间后污泥上清液中NH₄⁺-N的含量随时间的变化

Fig. 12 The variation of NH₄⁺-N in the supernatant of primary sludge after free nitrous acid pretreatment with time

5个组别的NH₄⁺-N初始含量分别为114.45、107.20、108.15、96.35、107.98 mg/L。在处理的90 min内，添加了游离亚硝酸的4个组别NH₄⁺-N含量均低于仅盐酸预处理组别，并且这4个组别的变化趋势总体与仅盐酸预处理组的变化水平相当。在后续的处理时间中，5个组别的NH₄⁺-N含量持续上升，但是添加了300 mg/L游离亚硝酸的组别中，NH₄⁺-N增长最为缓慢，并且其含量均低于其他组别，在处理60 min后，C组的NH₄⁺-N含量为103.36 mg/L，仅上升了7.01 mg/L，而投加100、200、400 mg/L游离亚硝酸组NH₄⁺-N含量变化相似，随时间增长但是幅度不大，在60 min时溶出量为110 mg/L左右。

针对NO₃^--N 与NO₂^--N的反应前后变化，其含量如图13和图14所示，初沉污泥初始NO₂^--N的含量为0。在投加游离亚硝酸盐的4个组别中，初沉污泥的NO₂^--N初始含量分别迅速降为0、1.54、6.015、24.22、49.6 mg/L，在前15 min中的消耗速率最快，在后续处理时间内，4个投加了的组别中NO₂^--N都继续被消耗，在45~60 min的15 min内，5个组别中NO₂^--N消耗量为 0、0、0.21、0.45、0.93 mg/L，在60~90 min的30 min内，5个组别中NO₂^--N消耗量为0、0、0.284、0.72、0.66 mg/L，速率明显减小。

图13 游离亚硝酸预处理不同时间后污泥上清液中NO₂^--N的含量变化

Fig. 13 The variation of NO₂^--N in the supernatant of primary sludge after free nitrous acid pretreatment with time

图14 游离亚硝酸预处理不同时间后污泥上清液中NO₃^--N的含量变化

Fig. 14 The variation of NO₃^--N in the supernatant of primary sludge after free nitrous acid pretreatment with time

由图14可知，在投加游离亚硝酸盐的4个组别中，初沉污泥的NO₃^--N初始含量分别为3.66、4.23、3.68、4.07、5.65 mg/L，投加了游离亚硝酸使得污泥上清液中NO₃^--N的含量增加，但是总体增幅不大，增加量在2 mg以内，相较于投加的NO₂^--N的量，认为初期只有极少量的NO₂^--N转化为了NO₃^--N，且投加300 mg NO₂^--N时，NO₃^--N的增长量相较于投加100 mg NO₂^--N和200 mg NO₂^--N的投加量更低，与投加400 mg NO₂^--N的增长量区别不大，认为投加300 mg NO₂^--N是最优的投量。

虽然投加亚硝酸盐从外界输入了额外的氮元素负荷，但依然对于氮元素释放有一定的抑制作用，并且可以被快速消耗。

2）磷酸盐污染物

如图15所示，通过盐酸调节pH后，初沉污泥上清液中PO₄^3--P初始含量为118.62、112.93、114.10、112.88、92.93 mg/L，说明酸预处理会使得初沉污泥溶出大量的PO₄^3--P。

图15 游离亚硝酸预处理不同时间后污泥上清液中PO₄^3--P的含量变化

Fig. 15 The variation of PO₄^3--P in the supernatant of primary sludge after free nitrous acid pretreatment with time

测样结果表明，随预处理时间的增加，PO₄^3--P含量逐步减少，投加NO₂^--N可以促使PO₄^3--P减少，且PO₄^3--P减少量与NO₂^--N的投量成正比，时间上在60 min后减幅减缓。其中，60 min时，仅盐酸预处理的PO₄^3--P溶出量为23.45 mg/L，而其他组别溶出量均在9 mg/L左右，显著降低了初沉污泥固相中PO₄^3--P的释放。

PO₄^3--P含量出现了明显下降，可能是因为在厌氧条件下，DPAOs利用碳源，出现了反硝化除磷作用，在快速反硝化的过程中，消耗NO₂^--N的同时吸收了大量的PO₄^3--P。与NO₂^--N的含量下降的原因一致^[

24]。

综上所述，可以认为，投加300 mg/L NO₂^--N，预处理1 h为使用游离亚硝酸进行等电点预处理的最佳条件。

3 结论

通过等电点的酸预处理，可以有效改善初沉污泥沉降性能差的问题，减少了上清液中的有机物质的溶出，促进了金属物质的溶出，但是同时导致了NH₄⁺-N和PO₄^3--P的大量释放，以上情况导致了初沉污泥预处理后的上清液氮、磷负荷增大，不利于其后续处理。通过投加300 mg/L NO₂^--N进行预处理，初沉污泥SCOD溶出增大，但是显著减少了NH₄⁺-N和PO₄^3--P污染物的释放，为初沉污泥的后续厌氧发酵创造了合适的环境。投加300 mg/L NO₂^--N，预处理1 h为使用游离亚硝酸进行等电点预处理的最佳条件。

参考文献

城乡建设统计年鉴[R]. 北京: 住房和城乡建设部, 2020. [百度学术]

China urban-rural construction statistical yearbook [R]. Beijing: Ministry of Housing and Urban-Rural Development of the People,s Republic of China, 2020(in Chinese). [百度学术]

戴晓虎. 我国污泥处理处置现状及发展趋势[J]. 科学, 2020, 72(6): 30-34, 4. [百度学术]

DAI X H. Applications and perspectives of sludge treatment and disposal in China [J]. Science, 2020, 72(6): 30-34, 4. (in Chinese) [百度学术]

GONZALEZ A, HENDRIKS A T W M, VAN LIER J B, et al. Pre-treatments to enhance the biodegradability of waste activated sludge: Elucidating the rate limiting step [J]. Biotechnology Advances, 2018, 36(5): 1434-1469. [百度学术]

WANG X B, CHEN T T, QI X F, et al. Organic matter release from primary sludge by mechanical cutting [J]. Journal of Water Process Engineering, 2021, 40: 101896. [百度学术]

ESKICIOGLU C, KENNEDY K J, DROSTE R L. Initial examination of microwave pretreatment on primary, secondary and mixed sludges before and after anaerobic digestion [J]. Water Science and Technology, 2008, 57(3): 311-317. [百度学术]

BOZKURT Y C, APUL O G. Critical review for microwave pretreatment of waste-activated sludge prior to anaerobic digestion [J]. Current Opinion in Environmental Science & Health, 2020, 14: 1-9. [百度学术]

WANG D B, HUANG Y X, XU Q X, et al. Free ammonia aids ultrasound pretreatment to enhance short-chain fatty acids production from waste activated sludge [J]. Bioresource Technology, 2019, 275: 163-171. [百度学术]

王琦, 石寒松, 李文超, 等. 超声处理初沉污泥研究[J]. 广东化工, 2017, 44(1): 87-88, 102. [百度学术]

WANG Q, SHI H S, LI W C, et al. Research on ultrasonic treatment of primary sludge [J]. Guangdong Chemical Industry, 2017, 44(1): 87-88, 102. (in Chinese) [百度学术]

NABI M, ZHANG G M, ZHANG P Y, et al. Contribution of solid and liquid fractions of sewage sludge pretreated by high pressure homogenization to biogas production [J]. Bioresource Technology, 2019, 286: 121378. [百度学术]

KOR-BICAKCI G, ESKICIOGLU C. Recent developments on thermal municipal sludge pretreatment technologies for enhanced anaerobic digestion [J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2019, 110: 423-443. [百度学术]

LU D, SUN F Q, ZHOU Y. Insights into anaerobic transformation of key dissolved organic matters produced by thermal hydrolysis sludge pretreatment [J]. Bioresource Technology, 2018, 266: 60-67. [百度学术]

XU Y, ZHENG L K, GENG H, et al. Enhancing acidogenic fermentation of waste activated sludge via isoelectric-point pretreatment: Insights from physical structure and interfacial thermodynamics [J]. Water Research, 2020, 185: 116237. [百度学术]

XU Y, LU Y Q, DAI X H, et al. Enhancing anaerobic digestion of waste activated sludge by solid-liquid separation via isoelectric point pretreatment [J]. ACS Sustainable Chemistry & Engineering, 2018, 6(11): 14774-14784. [百度学术]

李卓君, 王旭东, 吕永涛, 等. 碱热处理对污泥颗粒及脱水性能的影响特性[J]. 中国给水排水, 2019, 35(13): 11-15. [百度学术]

LI Z J, WANG X D, LÜ Y T, et al. Influence of alkaline-thermal treatment on sewage sludge particle and dewatering performance [J]. China Water ＆ Wastewater, 2019, 35(13): 11-15. (in Chinese) [百度学术]

窦川川, 刘玉玲, 赵鹏鹤, 等. 碱预处理对剩余污泥DOM的溶出特征及平行因子分析[J]. 中国给水排水, 2021, 37(19): 14-21. [百度学术]

DOU C C, LIU Y L, ZHAO P H, et al. Effect of alkaline pretreatment on DOM dissolution characteristics of excess sludge and parallel factor analysis [J]. China Water ＆ Wastewater, 2021, 37(19): 14-21. (in Chinese) [百度学术]

BAHREINI G, NAZARI L, HO D, et al. Enzymatic pre-treatment for enhancement of primary sludge fermentation [J]. Bioresource Technology, 2020, 305: 123071. [百度学术]

ZHEN G Y, LU X Q, KATO H, et al. Overview of pretreatment strategies for enhancing sewage sludge disintegration and subsequent anaerobic digestion: Current advances, full-scale application and future perspectives [J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2017, 69: 559-577. [百度学术]

ZHEN G Y, LU X Q, LI Y Y, et al. Combined electrical-alkali pretreatment to increase the anaerobic hydrolysis rate of waste activated sludge during anaerobic digestion [J]. Applied Energy, 2014, 128: 93-102. [百度学术]

NAOUM C, FATTA D, HARALAMBOUS K J, et al. Removal of heavy metals from sewage sludge by acid treatment [J]. Journal of Environmental Science and Health Part A, Toxic/Hazardous Substances & Environmental Engineering, 2001, 36(5): 873-881. [百度学术]

WANG X L, ZHANG L, PENG Y Z, et al. Enhancing the digestion of waste activated sludge through nitrite addition: Insight on mechanism through profiles of extracellular polymeric substances (EPS) and microbial communities [J]. Journal of Hazardous Materials, 2019, 369: 164-170. [百度学术]

国家环境保护总局, 水和废水监测分析方法编委会. 水和废水监测分析方法 [M]. 北京: 中国环境科学出版社, 2002. [百度学术]

State Environmental Protection Agency, Editorial Board of Methods for Monitoring and Analysis of Water and Wastewater. Methods for monitoring and analysis of water and wastewater [M]. Beijing: China Environmental Science Press, 2002. (in Chinese). [百度学术]

CHEN W, WESTERHOFF P, LEENHEER J A, et al. Fluorescence excitation-emission matrix regional integration to quantify spectra for dissolved organic matter [J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(24): 5701-5710. [百度学术]

孟彩霞. 焦化废水中亚硝酸盐和固体悬浮物对CODcr值的影响研究[J]. 价值工程, 2010, 29(36): 242-243. [百度学术]

MENG C X. The influence of nitrite and suspended solid of coking wastewater to CODcr [J]. Value Engineering, 2010, 29(36): 242-243. (in Chinese) [百度学术]

李航, 董立春, 吕利平. 低C/N值污水强化生物脱氮性能研究[J]. 中国给水排水, 2022, 38(7): 80-85. [百度学术]

LI H, DONG L C, LÜ L P. Enhanced biological nitrogen removal performance of low carbon to nitrogen ratio wastewater [J]. China Water ＆ Wastewater, 2022, 38(7): 80-85. (in Chinese) [百度学术]

巩有奎, 冯华, 任丽芳, 等. pH调控反硝化除磷过程PAOs-GAOs竞争及N₂O释放特性[J]. 环境科学与技术, 2021, 44(7): 145-153. [百度学术]

GONG Y K, FENG H, REN L F, et al. Utilization of pH to regulate the PAOs-GAOs competition and N₂O release in denitrification phosphorus removal process [J]. Environmental Science ＆ Technology, 2021, 44(7): 145-153. (in Chinese) [百度学术]