摘要

使用标准化表征方法评估A / B过程试验研究的废固体沉降和脱水特性，如污泥体积指数和区域沉降速度，最近开发了测量可沉降和脱水性的表征方法。测试结果表明，与四个全规模的水资源回收设施相比，A / B过程具有类似的沉降，增厚和脱水特性。污泥卷指数值85±26 ml g^－1在试验a阶段获得了超过18个月的运行期。从未消化的A/B中试废活性污泥中获得的离心饼状固体脱水至平均25.7%的干固体，范围为23.2-28.0%。未消化A/B废污泥的沉降、浓缩和脱水性能表明，从固体处理的角度来看，A/B工艺是一种可行的工艺，具有与全规模单污泥活性污泥工艺相似的特性。

关键字

一个阶段;碳捕获;脱水;高效的活性污泥;解决

介绍

许多水资源回收设施已从单纯的废水处理转向减少物理足迹和外部资源消耗(即补充碳、能源、碱度)，努力实现能源中性运行，达到严格的排放标准。然而，许多WRRFs还必须去除大量营养元素(即氮和磷)，这些营养元素通常是资源密集型的，如果无法获得足够的进水有机碳来进行完全反硝化或生物除磷(BPR)，则可能需要添加外部碳。为了减少生物脱氮(BNR)过程的资源消耗，几个研究小组一直在开发BNR捷径，试图通过部分硝化和厌氧氨氧化(anammox)途径最大限度地实现自养脱氮[1- 5]。与传统的BNR系统不同，这些工艺通常需要较低的进水有机碳负荷，从而提供了通过沼气生产最大化碳捕获上游能源回收的机会。一个已经成功用于这一目的的碳重定向过程是双污泥吸附/生物氧化(A/B)过程的A级。a级是一种高速率活性污泥(HRAS)工艺，运行时固体滞留时间(SRT)小于1天，水力停留时间(HRT)约为30分钟，可捕获和去除50-70%的化学需氧量(COD)，且曝气能量输入低，COD氧化最小[6,7]。然而，A级低SRT运行导致A/B工艺的总污泥产量比单污泥初级沉淀[8]工艺高约10%。由于固体处理和处置占WRRFs运行和维护成本的很大一部分(10-30%)[9,10]，因此，充分了解固体处理特性，如沉降性、增稠性和脱水性，对降低这些成本至关重要。

虽然A/B工艺自20世纪80年代以来在欧洲已经建立，但关于A级污泥特性的科学文献相对较少。关于A/B工艺发布的大部分数据都局限于总体性能，如COD和总悬浮固体(TSS)去除效率以及污泥沉降性的一般观察[6,11,12]。例如，据报道，a级的污泥体积指数(SVI)值在40- 90ml g范围内^-1具有良好的污泥沉降特性[6]。然而,舞台流程是为了去除原水只有大约70%的鳕鱼,因此废水从这些过程到包含缓慢和nonsettleable固体不具有自SVI SVI测试测试只是一个衡量固体沉降性的解决。较差的沉降污泥或较小的沉降过程也可能造成固体从中间固体分离过程中逃逸的风险。a级出水固体可以代表下游捷径BNR工艺的显著有机负荷，从而通过增加异养细菌种群来限制自养脱氮，它们与氨氧化细菌(AOB)竞争溶解氧，与厌氧氨氧化细菌竞争亚硝酸盐，最终降低了硝化速率和自养脱氮潜力[13]。

沉降性还会影响浓缩过程，从而限制可获得的浓缩固体浓度，从而限制输送到脱水或消化过程的污泥体积，这两种过程通常在固体浓度较高时效率更高。污泥的体积也决定了固体处理设备和工艺的粒度。厌氧消化池的大小是根据污泥处理的体积而定的，因此，如果固体稠化良好，则可以减小污泥的大小，从而节省大量的资本和运营开支。Böhnke[6]根据全规模经验指出，a级污泥通过重力沉降很容易增稠至总固体(TS)的6-8%。然而，没有迹象表明为什么给[14]时，a级污泥的稠化程度几乎与初级固体(5-10% TS)一样好。a级污泥在厌氧消化前后的脱水性能尚未见文献报道。据推测，a级污泥含有较低浓度的胞外聚合物(EPS)， EPS通过增加污泥粘度和孔隙度，导致生物絮凝密度降低，从而对沉降性、增稠性和脱水性产生负面影响[7,15-17]。这部分是由于某些EPS组分的亲水性以及它们能够结合大量的水，而这些水很难通过机械脱水除去。Jimenez等人[7]发现，在0.5天SRT以下运行的高速率活性污泥工艺产生的EPS浓度小于50 mg COD g^-1挥发性悬浮物(VSS)，当SRTs大于2天时，COD g大于100 mg^-1VSS EPS浓度。然而，与其他研究在1天SRT以下运行的HRAS工艺中EPS含量的研究一样[18-20]，该研究的重点是COD捕获和去除效率，而不是HRAS污泥的固体处理特性。

A级中间澄清剂和与A/B工艺相关的固体处理工艺的文献和设计标准的缺乏给A级工艺的全面实施造成了障碍，特别是在北美。此外，这些障碍也可能影响采用依赖于a阶段过程的BNR捷径。因此，本研究的目的是研究中试A/B工艺处理城市污水产生的污泥的沉降性、浓缩性和脱水性。除了新的沉降和脱水性能测试外，还使用标准化的表征方法，如SVI和区域沉降速度(ZSV)来评估污泥的沉降和脱水特性。然后将这些结果与用相同方法处理相同或类似城市废水的几个全规模活性污泥法所获得的结果进行比较。这些比较被用来确定从已建立的单一污泥活性污泥工艺的污泥特性的差异。这项工作是第一次记录A/B工艺产生的污泥的沉降、浓缩和脱水特性的研究，应该为A级工艺的固体分离和固体处理部分的设计提供指导。

生物反应器侧水深3.4 m。中间澄清器的工作体积为1.7 m^3.表面溢流速率为17 m^3.米^-2d^-1设计进水流量为17l min^-1．生物反应器和澄清剂的HRT分别为30 min和1.7 h。如图1所示，在每个生物反应器底部安装有直径17.8厘米的细孔膜盘扩散器，通过单个机械操作阀通过压缩空气进行曝气。溶解氧维持在0.5 mgO₂l^-1使用一个设置点控制器和传感器做(斯莱德尔InsiteIG模型10日,洛杉矶)安装在最后一个生物反应器(坦克3)。RWI并返回活性污泥(RAS)流动flowpaced使用螺杆泵(Seepex BW5,博特罗普,德国)与变频驱动器和电磁流量计(罗斯蒙特8705年,休斯顿,德克萨斯州)。a级和b级回流活性污泥(RAS)的流量保持在各自进水流量的100%。使用数字调速蠕动泵(Master flex L/S, Vernon Hills, IL)将活性污泥(WAS)从澄清池底流中去除。仅考虑生物反应器中固体和出水悬浮固体的质量，总SRT维持在0.1-0.3天之间。

图1:A / B飞行员示意图。AvN:氨对NOx-N(硝酸盐+亚硝酸盐);内部混合液回收。

b级中试由4个等容生物反应器串联而成，联合工作体积为0.60 m^3.其次是工作体积为0.33 m的澄清器^3.表面溢流率为6 m^3.米^-2d^-1设计流量为1.9 Lmin时^-1．为了控制在4-10天之间变化的b级SRT，对最后一个生物反应器进行了水力浪费。如图1所示，在每个生物反应器底部安装有直径17.8厘米的细孔膜盘扩散器，压缩空气通过机械操作阀进行曝气。Regmi等人[3,21]详细描述和概述了b级先导设备的仪表、自动化和控制策略。

本研究对全尺寸污水处理厂进行了评价

收集各种全规模治疗设施的污泥样品处理城市废水，并进行与A / B飞行员相同的测量。这提供了使用相同标准化方法将导频与全尺度结果进行比较的能力。本研究中包含的每个全规模设施的简要说明包含在表1中。所有这些设施由位于美国弗吉尼亚州东南部的汉普顿道路卫生区（HRSD）拥有和运营。这些设施被选中，因为它们具有非常相似的RWI特征或过程配置，或者将单污泥工艺与初级沉降进行比较，以至于双污泥导频过程。

WRRF名字	缩写	液体治疗	固体颗粒治疗
A / B试点研究	A / B	A / B过程	没有一个
大西洋	在	PST和HRAS与厌氧选择器	相态酸/气AD
船港	黑洞	除了和A / O	焚烧
切萨皮克——伊丽莎白	CE	极品(PST)	焚烧
詹姆士河	小	PST和MLE IFAS (有氧区介质)	嗜中温广告
NANSEMOND.	NP	PST和5级Bardenpho	嗜中温广告
弗吉尼亚州倡议厂	贵宾	PST和VIP流程	焚烧

表1:本研究评价的全规模处理设施描述PST:初级沉淀池;广告:厌氧消化;化学强化一级处理;/ O:厌氧/好氧的;MLE:改进的Ludzack- Ettinger;综合固定膜活性污泥

初步研究和全面的WWTPRWI特性

HRSD采集网络的压力超过90%;因此，先导RWI具有典型的败血性和中等强度。a级平均进水和出水特性及去除率见表2。a级出水代表b级中试的进水。表3包含了本研究评估的全规模设施的活性污泥工艺的年平均RWI特征、设计流程和年平均污泥龄。这些数据是作为每个设施抽样计划的一部分，在一年多的时间里收集的操作数据。

参数	影响	废水	%去除
总COD (mg L-1)	551(±74)	301(±64)	45(±12)
可溶性COD;SCOD（MG L-1）	217(±30)	144(±31)	33(±12)
微粒鳕鱼;pCOD (mg l - 1)	335（±67）	157(±45)	52(±16)
总悬浮固体;TSS (mg l - 1)	201(±41)	98(±26)	50(±16)
挥发性悬浮固体;VSS (mg l - 1)	178(±35)	84(±21)	50(±17)
总凯氏氮;TKN (mg-N l - 1)	42(±5)	38(±4)	13(±7)
总磷;TP (mg-P l - 1)	5.7（±0.8）	4.4(±0.8)	23(±12)

表2:平均测量（N> 200）流水和流出物废水特性及阶段飞行员的去除效率。平均值（标准偏差）

解决表征方法

沉降性能通过多种方法进行评估。标准方法2710D[22]用于测量SVI。虽然该方法是处理设施沉降性能的常用测量方法，但SVI结果受多个因素影响，如混合液悬浮固体（MLS）浓度、试验装置深度和直径以及试验期间有意或无意的混合[23]。因此，在本研究中，区域沉降速度（ZSV）的标准方法2710E[22]被用作沉降性的基准测量。对CE、AT和VIP设施以及A级试验台进行了固体通量分析（SFA）。SFA通过使用稀释至不同初始MLSS浓度的相同污泥样品进行多个ZSV试验来进行，以产生受阻沉降速度曲线，绘制为受阻沉降速度与初始固体浓度的关系。利用该曲线，通过使模型沉降速度和测量沉降速度之间的平方误差之和最小化，将Vesilind指数模型（方程1）拟合到实验数据，从而估算Vesilind沉降参数V0和k。

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

在V₀(m人力资源^-1为初始受阻沉降速度k (m^3.公斤^-1为沉降系数X (kg m^-3)为固体浓度，V (m小时^-1）是利益浓度的固定速度。通过这些结果，通过乘以V和X来构建引起的重力（SFG）和绘制X.的固体通量曲线。

沉降柱试验

为了确定MLSS对COD和TSS去除的影响，Ramalingam et al.[24]描述的沉降柱法进行了改进，包括使用高MLSS浓度的样品进行絮凝沉降。沉淀柱由一个透明圆柱体(87厘米)和一个印霍夫锥固定在柱的底部。排泄口位于Imhoff锥和柱的交界处。将所研究过程的废液(5.8 L)填入柱内，使用开底容器将0.3 L已知TSS浓度的混合液样品添加到圆柱体顶部。该容器允许混合的液体样品被添加到圆柱体的顶部，而不会引起由于将样品倒入柱中而产生的液压电流。固体被允许在预定的时间内沉淀，然后用排水口将钢瓶顶部排出。通过排水去除Imhoff锥中的沉降固体，并通过测量TSS进行量化。在测试开始时添加到色谱柱的总固体量中减去测试过程中沉降的固体的百分数。

三种不同的沉降时间对应三个不同的沉降速度。大颗粒定义为沉降速度>6 m小时的颗粒^-1．中等大小的颗粒被定义为沉降速度低于6米小时的颗粒^-1但比1.5米的人更快^-1．最后，小颗粒被定义为沉降速度<1.5 m hr的颗粒^-1．在1.5米的HR期间没有沉淀的固体的分数^-1测试被认为是不可解决的。

Dewaterability表征方法

为了确定从中试和全规模处理设施污泥样品中可获得的脱水饼状固体，使用了Higgins等人[25]所描述的标准化脱水试验。该方法提供了使用同一脱水设备比较不同污泥的能力，而不是依赖于根据污泥调理和脱水设备而变化的设施运行数据。从生物除磷设施收集的污泥样品在曝气条件下运送到实验室，以防止磷的释放。首先，根据标准方法2710G[22]，通过增加聚合物浓度和测量毛细管吸引时间(CST)确定最佳阳离子聚合物(Zetag 7583, BASF)剂量。在三次重复试验中，选择最佳聚合物剂量作为导致平均CST最低的剂量。将具有最佳聚合物剂量的污泥样品在带式压滤布上通过重力部分脱水，然后转移到离心杯中。这些杯子是定制制作的，包含一个设备，支持一层带压滤布，允许滤液在杯子的底部堆积。样品3000X g离心10分钟。然后根据标准方法2540G[22]测定脱水饼的干固体百分含量。

分析方法和数据分析

通过收集每个进水和出水的24小时流动加权复合样品，并根据标准方法[22]分析总COD、可溶性COD(1.5µm玻璃超滤)、TSS、VSS、TKN和TP，评估A/B中试的性能。用总COD与sCOD的差值计算颗粒物COD。根据Jenkins等人[26]的研究，混合酒样品中采用显微镜计数法鉴定出丝状细菌。

使用Sigma Plot 12.5（印度班加罗尔Systat软件公司）进行统计分析，包括皮尔逊积矩相关（R）、Shapiro-Wilk正态性检验、t检验、线性回归（R2）、平均值、标准偏差（SD）、平均值标准差（SE）、单因素方差分析（ANOVA）和置信区间（CI）。置信区间的计算p值为0.05。

结果与讨论

a级飞行员的平均操作和性能

A/B试验的A级HRT为30分钟，考虑到出水TSS和排除中间澄清器中的固体，SRT维持在0.1-0.3天之间。由表2可知，TSS和VSS的去除平均值分别为50±16%(均值±标准差)和50±17%。悬浮固体的去除率低于仅通过初次沉淀的60-70%[14]。虽然在这项工作中没有详细的探索，一个合理的解释是，可溶底物被微生物生长消耗，导致颗粒和胶体生物量的生产。由于a阶段的污泥龄很低，新产生的生物质没有完全聚集成可沉降的絮凝体，导致TSS去除效率较低。Bisogni和Lawrence[27]将这种现象称为分散生长，并发现在完全混合的活性污泥处理过程中，在SRTs不到一天的时间内就发生了这种现象。

a级中试工艺的COD去除率平均为45±12%，低于报道的全规模a级工艺对进水COD[28]的去除率55-75%。中试a段较低的COD去除率是有意为之，由于b段中试[3]的脱氮效果是通过控制COD去除率来优化的，因此通过SRT操作来维持较低的COD去除率。为了实现快速脱氮，b级采用SRT进行了积极的操作，这需要相对稳定的进水COD/N比在6-7之间。正如Regmi et al.[3]所讨论的，过多的COD会降低硝化速率，过少的COD会限制总体脱氮量。

在a阶段，总磷和TKN通过同化和沉淀的方式被去除，平均分别为23±12%和13±7%。总磷也通过化学沉淀法去除，因为在一年中的大部分时间里，CE设施在初步处理(即RWI中试进水的上游)之前添加氯化铁以控制异味。

A级运作对混合液沉降的影响

通过常规测量混合液的SVI来量化a级沉降。每周在显微镜下观察混合液样品，以确定丝状细菌的存在。试验a级混合液SVI值为85±26 mL g^-1(n=393)连续运行600天以上。这个值在38到93毫升g范围内^-1Böhnke[6]报道了试点和全规模a级工艺。在600天的手术中，SVI高于150 mL g的时间不到10天^-1最大SVI为217 mL g^-1．与已知的完全混合HRAS工艺不同的是，当在低污泥龄和高有机负荷下运行时，沉降很差[27,29,30]，a级试验采用塞流配置，通过选择快速生长的絮凝菌或r-战略型菌，而不是生长较慢的丝状菌或k -战略型菌，促进污泥的良好沉降。此外，在DO浓度小于1 mg O的条件下操作₂l^-1这与Palm和Jenkins j.c.[31]提出的经典体积膨胀理论相反，在该理论中，增加负荷需要增加体积DO浓度，以避免丝状细菌的增殖。

在a阶段试验的膨胀期间，在混合酒样品中观察到1863型丝状细菌。I型和II型硫thrix也存在，但从未达到引起污泥膨胀的丰度。1863型丝状细菌通常出现在高有机负荷率、较短的污泥龄和低DO条件的活性污泥处理过程中，这是a阶段试验操作[26]的操作条件。虽然统计分析没有发现整体DO浓度与SVI之间的直接相关性(n=414, R=-0.05, p=0.24)，但当DO小于约0.1 mg L时，总体上观察到体积增大^-1. 膨胀的原因是放射性物质的扩散。1863型细菌，已知能在低溶解氧条件下生长[26]。然而，由于这些参数相互关联并直接影响整体DO浓度，因此A期SVI确实与SRT（n=381，R=0.32，p<0.001）和MLSS（n=242，R=0.24，p<0.001）相关。也就是说，随着SRT增加，MLSS浓度也增加，从而导致总需氧量增加。当需氧量超过A级曝气系统的氧气传输能力时，溶解氧将降至0.1 mg L以下^-1如果大量DO浓度保持在较低水平的时间超过大约一天，就会很快发生体积膨胀。

用ZSV和沉降柱试验表征沉降性

为了进一步研究和比较a级混合液与其他全规模活性污泥工艺的沉降性，我们使用来自a级和AT、CE和VIP处理设施的混合液样品进行了ZSV和沉降柱试验。CE工厂之所以被选中，是因为其HRAS工艺与a级试验区相似(即没有pst)，并获得了与a级试验区相同的RWI。除了通过促进生物除磷来改善沉淀的PSTs和厌氧选择器外，AT设施也因为其HRAS工艺而被选中。VIP设施也有用于生物除磷的预厌氧区，但运行时间更长(9.9±1.7天)，以实现生物脱氮。

利用ZSV测试结果进行固体通量分析，以实验性地确定来自试点a级、AT、CE和VIP处理设施的混合液样品的Vesilind沉降参数。这些测试的平均Vesilind参数结果如图2所示。飞行员a级有一架Vesilind V型飞机₀15.0±6.3 m小时^-1（平均值±CI）和k为0.70±0.06米^3.公斤^-1．比较导频V₀与其他设施相比，试验a阶段略高于CE(11.3±3.4 m h)^-1)和VIP(11.2±6.1 m小时)^-1)设施。而a级的k值更接近AT(0.67±0.31 m)^3.公斤^-1） 设施。除了在设施，v₀所有其他混合液样品的值均在活性污泥工艺的典型范围内(k=0.2-1;V₀= 5 - 15)[32]。AT设施可能有一个异常高的V₀因为该设施有专门设计的厌氧选择器，以改善沉降。利用每个流程的所有ZSV测试结果，采用最小二乘法对每个数据集拟合Vesilind沉降速度模型曲线(式1)。合成的曲线如图3a所示。使用预测的V₀并且k为每个模型曲线与实际数据MLSS，一个固体通量由于重力（SFG）曲线为每个设施和A阶导频（图3b）被生成。

图2:比较a级中试和AT、CE、VIP处理设施的混合液样品用ZSV试验测定的Vesilind初始阻碍沉降速度(V0)和沉降参数(k)。误差柱代表95% CI。

如前所述，a级最大沉降速度与CE和VIP相似(p=0.591)。然而，随着MLSS浓度的增加，a级试验沉降速度迅速下降，AT混合液的情况也是如此。有趣的是，试验a级、CE和VIP的最大SFg(图3b)发生在初始MLSS浓度接近其平均运行MLSS浓度(1592±615、2710±265、4145±450 mg L)时^-1,分别。这表明，在活性污泥过程中运行的MLSS浓度和二级澄清器的固体负荷和表面溢流率可能在决定污泥沉降性方面发挥重要作用。也就是说，固体分离过程选择的固体具有与操作条件直接相关的沉降特性。这类似于在好氧颗粒污泥系统[33]中使用高沉降速度来选择和保留颗粒。此外，这可能与固体负载和二级澄清器的表面溢流率有关，导致选择固体，根据固体分离过程的操作，以特定的速度沉降。

图3:比较(a)模拟沉降速度和(b)在中试a级和AT、CE和VIP处理设施的混合液样品进行ZSV试验期间的SFg与MLSS初始浓度。

ZSV测试的一个局限性是，在低初始MLSS浓度下，很难识别离散的固体界面，因此很难估算沉降速度。此外，在a级ZSV试验中，似乎存在两种类型的固体，这些固体以不同的速率沉降。为了量化这一观察结果，我们使用不同TSS浓度的混合液样品在a级、CE和VIP上进行了沉淀柱试验。图4总结了这些测试的结果。来自CE和VIP的样品被用于将a级与HRAS(短SRT)和BNR(长SRT)工艺进行比较，原因与前面讨论的相同。对于全尺寸设施，当沉降试验在高(>1.5 g L^-1)初始MLSS浓度，>80%的固体被认为是大颗粒，沉降速率>6 m小时^-1只有少量(1-10%)的中、小颗粒。然而，a级压裂的不可沉降部分高达36%。这与预期一致，因为a级由于其高速率运行(即SRT<0.5天)而受到生物絮凝的限制，并在出水中反映为平均98±26 mg L的TSS^-1．基本上，高速运算妨碍了具有可用吸附位点的足够量的生物质的积累。

图4:沉降柱测试结果比较了VIP和CE处理设施的初始样品MLSS浓度和基于沉降速度的粒度分馏，并进行了a级中试研究。

当比较低初始MLSS和高MLSS测试的结果时，所有三种混合酒的不可沉降固体的比例都增加了。这可以用正位动力学絮凝现象来解释，即大颗粒比小颗粒沉降速度快，大颗粒与小颗粒碰撞，导致两颗粒均以较高的净沉降速度[14]脱除。这也解释了为什么大颗粒沉降速率为>6 m小时^-1随MLSS的增加而增加。另一个趋势是在较长的SRTs中，中、小颗粒的比例增加，而不沉降和大颗粒的比例减少。这可能是由于更密集的初级颗粒转化为更多孔、沉降速度更慢的生物絮凝体所致[27,34]。

使用最优聚合物剂量和离心方法表征脱水性

为了表征A阶段的导频和满刻度设施的污泥脱水，进行在不同的聚合物剂量毛细管吸入时间测试。最佳的聚合物剂量时由最低CST表示，对于所有的污泥的示于表4中使用一次和二次污泥的从BH，NP进行这些测试，以及VIP处理设施。选择这些设施，因为它们都具有初级沉淀，并且每个设备具有由于不同的进水特性不同污泥特性（表3）和处理配置（表1）。表4还含有基于每个设施和A / B飞行员的一年的运行数据产生的初级固体的平均分子。尽管导频A级污泥未被送到厌氧消化系统，但分析厌氧消化的A-级污泥的脱水性对于提供全部固体处理特性的全部范围是重要的。此外，这种测试将提供与具有Anaerobic Digesters的全尺度系统直接比较的数据。

参数	在	黑洞	CE	小	NP	贵宾
鳕鱼(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)
设计流程(m3sec-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 g1)	93（±30）	136(±39)	107(±52)	146（±21）	76（±16）	86（±15）

表格3：本研究评估了该设施的平均RWI (n>48)浓度和活性污泥运行参数。平均值(±标准差)。

设施	固体型	中科	最优聚合物剂量	PS / SS分数
		(秒)	(g聚合物公斤－1DS)	（％）
A / B	一个舞台	10.1(±1.1)	3.9(±1.1)	70(±15)
	b阶	10.9(±1.7)	4.1(±0.4)
贵宾	主	11.0(±0.1)	4.5(±0.3)	67（±9）
	二次	11.2(±0.3)	4.4(±1.9)
黑洞	主	12.0(±1.5)	3.8(±0.7)	49(±5)
	二次	11.5（±1.6）	3.7(±1.3)
NP	主	11.1(±0.5)	3.4(±na)	45(±15)
	二次	10.7(±0.2)	2.5(±na)

表4:平均（±标准偏差）CST和最佳聚合物剂量为A / B飞行员和BH，VIP和NP设施。

毛细管抽吸时间试验一致得出结论，A级污泥需要3.9±1.1 g/kg的最佳聚合物剂量^-1CST为10.1±1.1秒。在未消化的全尺寸固体流体测试中，测试结果与之相似(表4)。所有的最佳聚合物用量都在一次(1-4 g kg)的典型范围内^-1)和二级固体(3-10克公斤^-1)[14]。使用在CST测试中确定的最佳聚合物剂量，每个工艺在不同初级固体(PS)和次级固体(SS)共混时的脱水性能如图5所示。结果表明，PS的脱水效果优于SS，且PS与SS的掺量越高，复合污泥的整体脱水性能越好。这是由于PS比SS含有更少的EPS，而EPS与水结合导致污泥粘度增加[7,15,17]。Houghton等人的[16]使用CST测试证明，EPS在约35 mg EPS g时仍有利于脱水^-1TSS用于活性污泥。然而，在较低的EPS浓度下，PS的脱水效果较好，而增加EPS浓度对PS没有好处。虽然a阶段是一个生物过程并产生EPS，但a阶段被脱水(34.3±0.4%;平均±SEM)几乎与全尺寸设施的PS (VIP=37.4±1.1%;BH = 36.3±0.3%;NP = 35.3±0.01%)。这可能是由于在较短的污泥龄[7]运行时，a级污泥的EPS含量较低，且EPS含量较低通常会导致更好的脱水性能[15-17]。然而，a级工艺中EPS的生产和组成仍需进一步研究。

图5:脱水试验结果将脱水滤饼固体与干燥固体的次级废物固体的分数进行比较。误差线表示均值的标准差。

如图5所示，A / B导频的总脱水性，如图5所示，低于全尺度设施的线。虽然，NP没有良好的线性合适（R²= 0.90)。考虑到A/B试验产生了更高的A级至B级WAS(表4)，A/B试验在可获得饼状固体方面的脱水性能与全尺寸设备相比良好。如图6所示，根据PS、SS组分与滤饼固体之间的线性关系(即斜率和截距)，预测了每个设施的脱水滤饼固体。每个设施一年的实际月平均PS与SS的比例用于预测脱水饼固体。对于A/B试验，我们使用了整整一年的数据。

图6:根据VIP、NP和BH处理设施的月平均PS / SS含量，以及a /B试验项目全年a级至B级WAS的常规测量，预测出饼状固体。

混合A/B固体的预测脱水率为26.8±0.3%(平均±CI)，低于VIP和BH设备的平均脱水率(分别为27.8±0.5%和29.4±1.0%)。NP设施最低，为23.5±1.4%。如果A级生产的固体颗粒比例接近A/B设备[6]中典型的75%，那么预测的饼状固体含量将略高，约为28%。PS与SS的实际比例较低，为70±15%，这是由于a级中试对COD和TSS的去除效率较低，因为b级中试对COD的去除进行了控制，以优化b级中试的脱氮效果。BH设施的饼状固体含量最高，这是因为化学强化一级处理工艺的固相去除率较高，加上铁盐会产生金属沉淀。NP的脱水能力很差，可能是因为该设备进行生物除磷，这已被证明会降低消化固体[25]的脱水能力。

结论

a级工艺产生的固体具有良好的沉降和脱水特性。未消化的a级固体的沉降、浓缩和脱水性能表明，从固体处理的角度来看，a级活性污泥法是一种可行的工艺。这些结果仅适用于未消化的固体，因为它们可能不能预测消化的固体，因为脱水能力随消化而变化。需要进一步的研究来确定消化A/B固体的脱水性能。

致谢

该项目由汉普顿路卫生区(HRSD)资助。该项目还获得了水环境研究基金会(INFR6R11)和美国环境保护局(RD-83556701-1)的资助。这份手稿的内容完全由受资助者负责，并不一定代表USEPA或WERF的官方观点。此外，USEPA和WERF都不支持购买本出版物中提到的任何商业产品或服务。作者还想感谢巴克内尔大学的马修·希金斯博士提供了脱水测试的细节，布朗和考德威尔公司提供了一个沉降柱。

工具书类

1. Winkler M-KH, Kleerebezem R, van Loosdrecht MCM(2012)在常温下将厌氧氨氧化整合到好氧颗粒污泥工艺中用于主流废水处理。水资源Res 46: 136-144。［Ref。］
2. Wett B, al - omari A, Podmirseg SM, Han M, Akintayo O, et al.(2013)为了最大限度地提高资源效率，采用主流脱氨工艺从试验台到全规模。水科学技术68:283-289。［Ref。］
3. 王志强，王志强，王志强，等。(2014)主流硝化反硝化曝气、好氧SRT和COD输入的控制。水资源Res 57: 162-171。［Ref。］
4. 陈志强，张晓东，张晓东，等。(2014)城市污水预处理中厌氧氨氧化的研究进展。环境科学技术48:7874-7880。［Ref。］
5. PérezJ，Isanta E，Carrera J（2015）将是一个两级的N-STEMOVERS是一种合适的技术，以满足抑制污水处理的使用anammox？水科技72：858-864。［Ref。］
6. Böhnke B (1994) Stickstoffelimination in adsorptionsbelebungsanlagen (AB-anlagen)。Korres Abwasser 41: 900-907。［Ref。］
7. 江海涛，张海涛，张海涛，等。(2015)高效活性污泥碳管理系统的研究进展。水资源Res 87: 476-482。［Ref。］
8. Bӧhnke B, Bili V, Brautlecht P (1998) Leistungs- und Kostenvergleich für ein- und zweistufige Belebungsverfahren。Korres Abwasser 45: 1640-1657。［Ref。］
9. 零废水:未来可持续城市废水资源的短周期循环。Int J Sustain Dev World Ecol1 8: 253-264。［Ref。］
10. 水环境联合会(2008)城市污水处理厂运行:实践11手册。第六版，水环境联合会，弗吉尼亚州亚历山大，美国。［Ref。］
11. Malz F, Bili V (1992) Über biologische and chemische Verfahrensschritte in sehr hoch belasteten Belebungsstufen and deren Wirkung auf die von Abwasserinhaltsstoffen。Abwassertechnik 2:作为11-19。［Ref。］
12. Böhnke B, Diering B, Zuckut SW(1997)高效去除有机物和营养物的废水处理工艺。水利工程管理144:18-21。［Ref。］
13. (2014)硝酸盐/厌氧氨氧化技术在污水处理中的应用。水资源Res 49: 316-326。［Ref。］
14. (3)废水处理与回用技术(4)^TH.版)。McGraw-Hill，波士顿，马萨诸塞州，美国。［Ref。］
15. Forster CF(1983)研究了污水污泥中的结合水及其与污泥表面和污泥粘度的关系。J Chem Technol Biotechnol 33B: 76-84。［Ref。］
16. (2011)城市污水污泥的脱水性能与微生物胞外聚合物的存在。水科学技术44:373-379。［Ref。］
17. [李晓燕，杨顺福(2007)松散结合胞外聚合物(EPS)对活性污泥絮凝沉降和脱水性能的影响。]水务条例41:1022-1030。［Ref。］
18. (in 2000)生物絮凝-吸附沉淀法深度一级处理废水。生物技术学报20:53-64。［Ref。］
19. Jimenez JA, La Motta EJ, Parker DS(2007)活性污泥工艺中操作参数对颗粒化学需氧量去除的影响。水环境Res 79: 984-990。［Ref。］
20. Faust L, Temmink H, Zwijnenburg A, Kemperman AJB, Rijnaarts HHM(2014)高负载mbr用于污水中有机物的回收:固体滞留时间对生物絮凝和胞外聚合物作用的影响。水资源Res 56: 258-266。［Ref。］
21. 王志强，王志强，王志强，等。(2015)一种主流亚硝化-反硝化工艺的优化及厌氧氨氧化抛光。中国科学(d辑):地球科学(英文版)［Ref。］
22. 《水和废水检验的标准方法》(2012)^nd美国公共卫生协会，美国公共卫生协会，华盛顿特区。［Ref。］
23. Ekama GA, Marais GvR(1986)污泥沉降性和二级沉淀池设计程序。水污染控制85:101-113。
24. Ramalingam K, Xanthos S, Gong M, Fillos J, Beckmann K, et al.(2012)纽约市污水处理厂矩形最终沉淀池三维CFD建模关键参数辨识。水科学技术65:1087-1094。［Ref。］
25. Higgins MJ, Bott CB, Schauer P, Beightol S (2014) Bio-P是否影响厌氧消化后的脱水?是的，而且不是很好!Water Environ Federa 1-11。［Ref。］
26. 2 . Jenkins D, Richard MG, Daigger GT(2003)活性污泥膨胀、起泡和其他固体分离问题的原因和控制手册^{理查德·道金斯}美国洛杉矶博卡拉顿CRC出版社出版。［Ref。］
27. Bisogni JJ, Lawrence AW(1971)生物固体滞留时间与活性污泥沉降特性的关系。水资源Res 5: 753-763。［Ref。］
28. de Graaff M, Roest K (2012) Inventarisatie van AB-systemen - optimal processes condities in de A-trap。水循环研究所。［Ref。］
29. Stewart MJ(1964)活性污泥过程改变了整个光谱。水缝工作111:153-158。
30. 赵ac, Keinath TM(1979)工艺负荷强度对污泥澄清和浓缩特性的影响。水资源Res 13: 1213-1223。［Ref。］
31. Palm JC，Jenkins D，Parker SD（1980）完全混合活性污泥法中有机负荷、溶解氧浓度和污泥沉降性之间的关系。J Wat Poll Contr Fed 52:2484-2506。[Ref。］
32. WEF(2005)澄清器设计:实践FD-8手册。2^nd美国弗吉尼亚州亚历山德里亚市水环境联合会。
33. de Kreuk MK, Kishida N, van Loosdrecht MCM(2007)好氧颗粒污泥技术。水科学技术55:75-81。［Ref。］
34. 污水处理生物学(2)^nd版)。帝国理工学院出版社，英国伦敦。［Ref。］

在此下载临时PDF

条信息

文章类型:研究文章

引用:王志强，王志强，王志强，等。(2016)a级活性污泥短程生物脱氮沉降脱水特性研究。国际污水处理2(5):doi http://dx.doi.org/10.16966/2381-5299.133

版权:©2016 Miller MW等。这是一篇开放获取的文章，在知识共享署名许可协议的条款下发布，该协议允许在任何媒体上无限制地使用、发布和复制，前提是注明原作者和来源。

出版的历史:

收到日期:2016年8月02

接受日期:2016年11月04

发表日期:2016年11月9日