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隨著城市化的快速發(fā)展，污泥作為廢水生物處理工藝中不可避免的副產(chǎn)物，污泥產(chǎn)量也急速增加；另一方面，生物脫氮過程中存在碳源不足的問題，需要在脫氮工藝中外加碳源(甲醇和醋酸等)，這種做法可加劇廢棄污泥的產(chǎn)率，不經(jīng)濟且不可持續(xù)。因此，尋求高效穩(wěn)定的污泥預處理技術(shù)，將污泥胞內(nèi)優(yōu)質(zhì)可生物降解有機物質(zhì)充分釋放，以胞內(nèi)碳源代替外加碳源，實現(xiàn)污泥減量化及資源化利用，具有極其重要的意義。

近年來，國內(nèi)外學者利用不同污泥預處理方法進行各種嘗試和優(yōu)化，其中熱堿聯(lián)合處理是最常用方法之一，不僅可提高污泥破解率，還可顯著提高破解有機質(zhì)的生物降解性。代勤等的研究表明，在同等條件下污泥熱堿處理后的溶解性化學需氧量(SCOD)是熱處理的2.18倍，而且經(jīng)熱堿處理污泥中的溶解性有機物相對分子質(zhì)量顯著減小，明顯提高破解液中碳源的生物可利用性。徐慧敏等嘗試超聲聯(lián)合熱堿技術(shù)破解污泥的研究中發(fā)現(xiàn)在最佳反應條件(溫度73.06℃，加堿量0.085g(以1g濕污泥計)，超聲能量為9551kJ·kg-1)下，污泥破解率可達到60.411%，相較于單一堿處理、超聲處理污泥破解效果明顯改善，而且使得甲烷產(chǎn)量提高了94%。王開樂等探究了將污泥堿解液用作補充碳源的可行性，發(fā)現(xiàn)堿解液代替外加碳源時，NO3--N去除率達到86%以上。但在現(xiàn)階段，雖然熱堿法回收碳源率有所提升，但回收碳源多為溶解性有機質(zhì)，污泥中其他大部分大分子非溶解性有機質(zhì)(如微生物細胞膜、細胞組分和胞外聚合物(EPS)碎片等)，仍然得不到充分利用。因此，嘗試在熱堿破解污泥將溶解性有機質(zhì)充分釋放的基礎上，耦合機械破解將污泥中剩余非溶解性有機質(zhì)碎片全部破解成超細有機顆粒懸浮于上濁液中，實現(xiàn)污泥碳源的高效回收和深度減量化。

基于此，本文主要利用價格低廉的CaO配合少量NaOH(pH約12±0.25)，通過球磨熱堿耦合法破解污泥，研究了污泥深度減量化、破解液碳源的可生化性以及代替外加碳源的反硝化脫氮效果，以期為污泥的減量化及資源化利用提供參考。

1、材料與方法

1.1 污泥來源及特性

污泥取自合肥市某污水處理廠(卡魯塞爾氧化溝工藝)回流污泥，原始污泥含水率在98.8%~99.5%，先經(jīng)200目篩網(wǎng)濾掉大顆粒雜質(zhì)，然后經(jīng)3000目篩網(wǎng)濾水后使污泥濃縮到含水率約為(93.8±0.35)%作為實驗污泥，放置于4℃冰柜中保存，在3d內(nèi)使用。濃縮污泥理化特性：含水率為(93.80±0.35)%；pH=6.71±0.14；總固體(TS)為(62.15±1.50)g·L-1；揮發(fā)性固體(VS)為(32.51±0.83)g·L-1；總化學需氧量(TCOD)為(51350.00±2250.00)mg·L-1；溶解性化學需氧量(SCOD)為(53.41±10.50)mg·L-1；TN濃度為(6.41±0.45)mg·L-1。

1.2 實驗方案

球磨耦合熱堿破解污泥處理工藝流程：濃縮→破解→稀釋→沉淀→分離上濁液。后續(xù)取上濁液進行檢測分析，選取最佳處理條件下的上濁液進行反硝化實驗，驗證該污泥處理工藝碳源的實際反硝化性能。

1.2.1 污泥預處理實驗

取過篩濃縮污泥300mL加入500mL燒杯中，分別控制CaO投加量、反應溫度，放置在水浴恒溫磁力攪拌器中，以300r·min-1轉(zhuǎn)速下攪拌1min，在不同反應時間，提取預處理污泥在5000r·min-1轉(zhuǎn)速下離心10min，取出上清液并經(jīng)過0.45μm醋酸纖維微濾膜過濾后檢測分析相關(guān)水質(zhì)指標，確定藥劑投加量以及最佳反應溫度。之后選用復合堿和CaO在相同反應條件下做對比實驗。

取過篩濃縮污泥300mL和1~1.5mm鋯珠600g加入1000mL塑料瓶中，放置于SHA-B水浴恒溫振蕩器中在以上最佳反應條件下，以300r·min-1轉(zhuǎn)速下振蕩，在不同反應時間，提取預處理污泥放置于燒杯中加水稀釋10倍，自由沉降1h后取出上濁液進行相關(guān)水質(zhì)指標檢測，分析其碳源的可生化性以及作為反硝化碳源進行反硝化實驗，沉淀的污泥固相殘渣經(jīng)過烘干、灼燒后稱重得到TS和VS數(shù)據(jù)進行污泥減量化分析。(溶解性物質(zhì)檢測均經(jīng)過0.45μm醋酸纖維微濾膜過濾后檢測)

其中TS去除率作為污泥減量化程度的衡量標準，VS去除率作為污泥中揮發(fā)性固體有機物質(zhì)去除程度的衡量標準，TS和VS去除率分別根據(jù)式(1)和式(2)進行計算。

式中：R為污泥TS去除率，%；T0為初始污泥的總懸浮固體含量，g·L-1；T為污泥預處理后的總懸浮固體含量，g·L-1；Q為污泥VS去除率，%；V0為初始污泥的總揮發(fā)性懸浮固體含量，g·L-1；V為污泥預處理后的總揮發(fā)性懸浮固體含量，g·L-1。

1.2.2 反硝化實驗

實驗于6LSBR中進行，反應器為下進上出式，馴化階段以葡萄糖為碳源，馴化結(jié)束后實驗階段，以上述最佳反應條件下，以上濁液作為碳源，以KNO3為氮源，其他營養(yǎng)物質(zhì)添加如表1所示。原始污泥取自合肥市某污水處理廠(卡魯塞爾氧化溝工藝)回流污泥，反應器中污泥濃度為5000~6000mg·L-1，參數(shù)設置為：HRT=6h(進水0.5h、反應4h、沉淀1h、出水0.5h)，COD/TN=6(±0.5)，T=28℃，pH=7.0，DO≤0.3mg·L-1，反應器持續(xù)運行，每天定時取樣1次，進行水質(zhì)指標檢測。

1.3 指標分析方法

分析方法：水質(zhì)指標檢測分析方法參考《水和廢水監(jiān)測分析方法》(第四版)，檢測COD以及SCOD均采用重鉻酸鉀法，TN選用過硫酸鉀紫外分光光度法，NO3--N選用紫外分光光度法(紫外可見分光光度計TU1950)；BOD5選用稀釋接種法；預處理污泥中溶解性有機物分析采用三維熒光發(fā)射光譜儀分析(F-7000，日本日立)；污泥粒徑采用激光粒度儀分析(MS2000，英國馬爾文)；污泥微觀形貌采用生物掃描電子顯微鏡(SU8010，日本日立)；污泥中的TS采用烘干重量法測定，VS采用管式爐(YL24-M338704)灼燒減量法測定。

檢測試劑：NaOH、CaO、濃硫酸、硫酸銀、硫酸汞、重鉻酸鉀、過硫酸鉀、濃鹽酸等試劑均為分析純；實驗所用水均為去離子水(實驗室純水系統(tǒng)Smart-Q15，上海和泰儀器有限公司)。

2、結(jié)果與討論

2.1 污泥預處理最佳反應條件的篩選

1)控制不同反應條件下CaO對污泥破解液中SCOD的影響。以破解液中SCOD的變化作為指標評價不同投加量的CaO對污泥的破解效果，結(jié)果如圖1所示。由圖1(a)可見，常溫條件下，隨著CaO投加量的增加，破解液中SCOD也隨之增加。反應初期，由于CaO溶于水發(fā)生反應，反應的過程中放出熱量，使得OH-迅速與污泥絮體以及細胞壁(膜)中蛋白質(zhì)和脂質(zhì)發(fā)生水解反應，促使細胞質(zhì)流出進而導致液相中SCOD迅速增加；反應24h后，SCOD釋放速率開始減慢，經(jīng)4d破解后，在CaO投加量為92、123、185、246、308mg·g-1(以污泥VS干質(zhì)量計)時，破解液中SCOD值分別可以達到7.311×103、8.114×103、9.144×103、9.622×103、9.721×103mg·L-1。當CaO投加量超過246mg·g-1時，增加藥劑投加量，污泥中釋放的SCOD值基本不再增加。

為進一步提高污泥的破解效率，將CaO投加量控制在246mg·g-1，水浴溫度對SCOD釋放情況的影響結(jié)果如圖1(b)所示。當溫度大于60℃時，液相中SCOD顯著增加，說明60℃是細胞破解的閾值。當水浴溫度超過60℃時污泥細胞開始破裂，使得胞內(nèi)有機質(zhì)釋放到液相中導致SCOD迅速增加，這與WU等的結(jié)論相同。此外，代勤等發(fā)現(xiàn)，污泥微生物細胞在熱堿雙重作用下更易破解，在熱堿條件下微生物細胞發(fā)生膨脹，削弱細胞壁并破壞EPS，使得OH-更易水解EPS及細胞膜，打破細胞內(nèi)外壓力平衡，導致細胞破裂和胞內(nèi)物質(zhì)的釋放。故熱堿聯(lián)用可以顯著增加污泥胞溶效果，此外，由圖1(b)可發(fā)現(xiàn)，當溫度高于80℃時對SCOD釋放提升效果并不明顯，100℃時相比于80℃液相中SCOD由2.074×104mg·L-1提升至2.189×104mg·L-1，僅增加了5.5%。因此，選擇80℃作為反應條件更具經(jīng)濟性。由圖1(c)可知，在80℃下污泥TS去除率隨著藥劑投加量的增加而上升，但當CaO的投加量超過246mg·g-1時，反應后污泥中TS去除率反而開始下降。推測可能是由于部分Ca(OH)2沉淀導致污泥TS增加。根據(jù)上述結(jié)果，最佳水浴溫度為80℃，最佳CaO投加量為246mg·g-1。

2)不同堿性藥劑對污泥破解液中SCOD釋放效率對比分析。由圖1可知，在80℃以及246mg·g-1CaO的最佳反應條件下，雖然液相中SCOD可達到2.074×104mg·L-1，但由于Ca(OH)2溶解性較低，OH-離子不能迅速完全釋放，導致其反應時間較長，預處理成本過大不符合工程實況。因此，在控制所投入藥劑成本下，在與投加246mg·g-1的CaO相同pH(pH~12)下，選用復合堿(92mg·g-1CaO+62mg·g-1NaOH)，探究反應速率及SCOD的釋放情況，結(jié)果如圖2所示。

由圖2可知，在相同反應條件下，復合堿在24h前顯著提高了液相中SCOD值，此時復合堿比使用單獨CaO處理液相中SCOD增量達到峰值3.218×103mg·L-1增加了20.7%。說明復合堿的投加可有效提高污泥破解速率，大大縮短反應時間；反應72h后投加復合堿的實驗組中SCOD變化基本趨于平緩，而單獨投加CaO的破解液中SCOD還在持續(xù)緩慢釋放，說明在長時間的反應下CaO破解污泥可能優(yōu)于復合堿，但反應時間太長導致處理成本增加。根據(jù)工程實際情況選擇復合堿作為處理藥劑最具有經(jīng)濟性。因此，綜合圖1和圖2的結(jié)果，在水浴溫度80℃下投加復合堿反應24h為最佳反應條件。

3)球磨對熱堿破解污泥的提升效果分析。采用以上復合熱堿法破解污泥，雖然已顯著提高碳源溶出率，但污泥殘渣中大量非溶解性大顆粒有機質(zhì)仍然得不到充分利用，而且此前本課題組發(fā)現(xiàn)，污泥經(jīng)反應條件(泥珠比1:2、鋯珠1~1.5mm、轉(zhuǎn)速300r·min-1)處理后可產(chǎn)生大量的1μm以下微小顆粒，為進一步提高污泥內(nèi)源性碳源的充分利用，嘗試采用球磨熱堿耦合法破解污泥，破解過程中液相中的SCOD和COD釋放情況如圖3所示。

如圖3(a)所示，反應24h后，單獨球磨、熱堿以及球磨熱堿耦合法上濁液中SCOD值分別可以達到1.154×104、1.876×104、2.013×104mg·L-1?？梢钥闯銮蚰釅A耦合法相比熱堿法，對上濁液中SCOD溶出有促進作用，但提升效果不明顯，說明球磨在將非溶解生物質(zhì)分解成溶解態(tài)有機物方面效果不理想；但上濁液中COD值相比于對照組(球磨處理、熱堿處理)有顯著提升。如圖3(b)所示，球磨熱堿耦合法在反應4h后上濁液中COD值已經(jīng)基本到達釋放極限4.945×104mg·L-1，相比于初始污泥TCOD值釋放率達到95.1%。同時球磨熱堿耦合法破解污泥在反應初期破解液中SCOD值和COD值均高于單一球磨法或熱堿法，說明機械和熱堿技術(shù)聯(lián)用在破解污泥方面可相互促進。分析其破解機理，隨著機械破碎的加入，鋯珠之間的剪切力首先削弱并破解污泥絮體結(jié)構(gòu)，使得液相中OH-更容易接觸并破壞細胞結(jié)構(gòu)，促進胞內(nèi)有機質(zhì)的溶出；同時在熱堿作用下，污泥EPS發(fā)生水解，堿與細胞壁(膜)中的脂質(zhì)發(fā)生皂化反應，減小了機械破解的阻力，加快了球磨效率。隨著球磨時間的延長到達4h后破解液中COD值基本到達極限，說明此時污泥絮體及細胞結(jié)構(gòu)已充分破碎，將大塊細胞碎片破碎成超細有機顆粒懸浮于液相中，同時在圖4、5中污泥預處理后的微觀形態(tài)也證明了此實驗結(jié)果。歸納以上分析可知，最優(yōu)破解條件為：在水浴溫度80℃下，投加復合堿(92mg·g-1CaO+62mg·g-1NaOH)，球磨4h，反應24h。

2.2 最佳反應條件下污泥的結(jié)構(gòu)變化

不同預處理方法對污泥粒徑的影響情況如圖4所示?？梢姡勰嘟?jīng)熱堿預處理后，頻率分布的粒徑峰值左移，中值粒徑由28.1μm減小為19.1μm，粒徑明顯減小。污泥經(jīng)球磨熱堿耦合法處理后，由于粒徑分峰效應對2.5μm左右超細顆粒有屏蔽作用，所以導致中粒徑僅降至12.6μm后沒有進一步降低。但由圖4可知，在1~10μm內(nèi)有大量超細顆粒，結(jié)合圖3(b)中此時上濁液中COD值基本釋放到極限狀態(tài)，說明球磨熱堿耦合法可有效將污泥絮體及細胞破碎形成超細有機顆粒，同時粒徑的減小會增加有機顆粒的比表面積，有利于微生物與其接觸，提高非溶解性有機物質(zhì)被利用的概率。同時在135.0μm左右出現(xiàn)明顯的分峰現(xiàn)象，分析原因，由于污泥細胞的破碎，胞內(nèi)含有的聚合物(例如蛋白質(zhì)、核酸、多聚糖等)釋放到液相中，導致細胞碎片發(fā)生再絮凝現(xiàn)象，從而產(chǎn)生部分絮凝團，導致粒徑增大。

污泥經(jīng)不同處理后微觀形態(tài)變化如圖5所示。如圖5(a)~(b)所示，初始污泥絮體結(jié)構(gòu)完整且呈現(xiàn)緊密的塊狀，而且可以明顯看出桿狀細菌細胞緊密附著在污泥絮體中。如圖5(c)所示，經(jīng)熱堿處理后，污泥絮體結(jié)構(gòu)被破壞，組織結(jié)構(gòu)變得松散，細菌細胞受到斷裂和破裂但沒有完全破碎，污泥形態(tài)發(fā)生變化。經(jīng)球磨耦合熱堿處理后，如圖5(d)所示，污泥絮體結(jié)構(gòu)明顯分解成微小碎片，此時原本較大的絮體結(jié)構(gòu)和網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)已完全解體，而且污泥細胞結(jié)構(gòu)進一步破碎以細胞碎片呈現(xiàn)，使胞內(nèi)有機物質(zhì)充分釋放。說明球磨的加入提高了污泥的破解效率，而且產(chǎn)生微米級碎片，進一步提高污泥碳源的可生物降解性。

2.3 最佳反應條件下對剩余污泥減量化的影響

如圖6所示，通過污泥反應前后TS和VS的變化分析污泥減量化效率?？梢姡谧罴逊磻獥l件下，污泥TS由初始值61.7g·L-1降至15.6g·L-1，去除率達到74.7%；VS由30.4g·L-1下降到4.6g·L-1，去除率達到84.7%。說明在球磨與熱堿協(xié)同作用下，污泥減量化效率顯著提高。在4h球磨結(jié)束后，預處理污泥中TS和VS含量稍有回升，結(jié)合圖4中污泥粒徑的分峰結(jié)果，推測可能由于隨著污泥細胞破碎，部分絮體碎片發(fā)生再絮凝現(xiàn)象，使得部分絮凝團沉降導致污泥中TS和VS有少量增加。

2.4 球磨熱堿耦合法破解污泥其碳源的可生化性分析

1)污泥破解液中碳氮比值的變化。在對廢水進行生物處理過程中進水碳源、總氮及總磷濃度是影響生物脫氮除磷的關(guān)鍵因素，然而，現(xiàn)階段污泥資源化利用的研究主要集中在碳源的釋放，而忽略了污泥破解液中SCOD/TN以及SCOD/TP對污泥內(nèi)碳源回收的影響。WANG等提出活性污泥理論化學式可表示為C118H170O51N17P，雖然C、N、P的釋放對于污泥胞內(nèi)碳源的有效利用均有影響，但由于污泥中TP理論釋放量較少，對于碳源的有效利用率影響不大，因此，后續(xù)主要以TN的釋放展開研究。LI等的研究表明，進水中SCOD/TN對生物去除TN的理論需求為6.0。如圖7所示，在最佳反應條件下的破解液中SCOD/TN隨著反應時間延長而增加，尤其反應初期隨著胞內(nèi)有機物質(zhì)的釋放，液相中SCOD/TN迅速增加，最終液相中SCOD/TN從初始8.33上升至26.06，遠高于生物去除TN的理論需求。這說明該反應條件下的破解液中釋放的TN不足以對反硝化產(chǎn)生負面的影響。

2)污泥破解液中熒光性有機物質(zhì)成分。采用三維熒光光譜分析球磨熱堿耦合法處理后污泥上清液中熒光性有機物質(zhì)組成的影響，結(jié)果如圖8所示。由圖8(a)可以看出，該三維熒光圖中存在3個峰：色氨酸類物質(zhì)(Ex/Em=225nm/330nm)(A峰)，微生物代謝副產(chǎn)物類物質(zhì)(Ex/Em=275nm/325nm)(B峰)和胡敏酸類物質(zhì)(Ex/Em=325nm/400nm)(C峰)，其中胡敏酸類物質(zhì)(C峰)熒光強度較其他2個峰不明顯。這說明初始污泥上清液中熒光性有機物質(zhì)以易生物降解的色氨酸類物質(zhì)、微生物代謝副產(chǎn)物類物質(zhì)為主，而胡敏酸類物質(zhì)較少，這主要和不同污泥性質(zhì)有關(guān)。經(jīng)球磨耦合熱堿預處理后，污泥上清液中熒光性有機物質(zhì)的三維熒光光譜熒光強度發(fā)生明顯變化。如圖8(b)所示，破解液中易生物降解物質(zhì)色氨酸類物質(zhì)(A峰)和微生物代謝副產(chǎn)物類物質(zhì)(B峰)熒光強度顯著增強，且占據(jù)主導地位，說明破解液中溶解性碳源擁有較為理想的生物降解性。

3)污泥破解液中碳源的可生物降解性。在好氧條件下，污泥上清液的可生物降解性以BOD5/SCOD為評估指標，當BOD5/SCOD超過0.3時說明生物降解性良好。如圖9可知，污泥在最佳反應條件(水浴溫度80℃，球磨4h，復合堿154mg·g-1，反應24h)下，溶解性碳源的可生物降解性(BOD5/SCOD)可以達到0.602(1.206×104mg·L-1/2.013×104mg·L-1)，非溶解性碳源的可生物降解性(BOD5/COD)最后可達到0.403(1.905×104mg·L-1/4.725×104mg·L-1)，說明球磨熱堿耦合法破解污泥產(chǎn)生的碳源擁有優(yōu)異的可生物降解性。

由圖9(a)可見，在反應初期，BOD5/SCOD由0.298迅速上升到0.563，說明此時污泥細胞開始大量破解，胞內(nèi)有機碳源釋放到液相導致此時溶解性碳源的可生物降解性迅速上升，反應1h后BOD5/SCOD開始緩慢上升，推測此前釋放到液相中的有機物質(zhì)，在溫度和堿性條件下發(fā)生進一步水解，轉(zhuǎn)化為易生物利用的小分子物質(zhì)(如揮發(fā)性脂肪酸、小分子糖類等)，進一步提高了碳源的可生物降解性，而且在圖6污泥處理前后三維熒光光譜圖中也發(fā)現(xiàn)，處理后液相中易生物降解物質(zhì)(色氨酸類物質(zhì)和微生物代謝副產(chǎn)物類物質(zhì))熒光強度顯著增強，也證明破解液中碳源擁有優(yōu)異的可生物降解性。當反應18h后，BOD5/SCOD有所下降，可能是部分氨基酸等有機物質(zhì)發(fā)生美拉德反應，產(chǎn)生難生物降解類黑素物質(zhì)的積累，導致BOD5/SCOD略有下降。由圖9(b)可知，在反應1h前，BOD5/COD由0.298迅速上升到0.469到達峰值，反應1h后BOD5/COD開始迅速下降，說明隨著機械破碎的進行，污泥中EPS、細胞壁(膜)等大分子有機物質(zhì)，開始破碎為微小顆粒懸浮于上濁液中，導致液相中COD迅速上升而BOD5提升有限，使之下降；反應4h后，BOD5/COD比值雖有輕微波動，但整體已趨于穩(wěn)定。以上結(jié)果說明，污泥經(jīng)球磨熱堿耦合法處理后產(chǎn)生的碳源具有較為理想的可生化性。

2.5 球磨熱堿耦合法破解污泥其碳源的實際NO3--N去除效果

如圖10(a)所示，反硝化反應器連續(xù)運行9d后，反應器中NO3--N去除率穩(wěn)定高于97%，表明污泥馴化成功。污泥馴化成功后，以球磨熱堿耦合法破解污泥上濁液代替碳源以用于反硝化實驗中(10~16d)，控制進水COD/TN=6±0.5，其他營養(yǎng)物質(zhì)投加量如表1所示。反應器連續(xù)運行，NO3--N去除效果如圖10(a)所示。在反硝化碳源被污泥破解液替換后，反應器中NO3--N去除率依然高于97.0%，同時反應器出水NO3--N濃度穩(wěn)定。說明經(jīng)該方法處理后污泥的上濁液中碳源可被反硝化細菌有效利用，但由于上濁液中部分非溶解有機物質(zhì)顆粒的生物降解性較低，導致出水COD略高，在第16天時出水COD達到72.13mg·L-1(圖10(b))。

為了進一步了解COD/TN=6時破解液的反硝化特性，將反應器運行穩(wěn)定后(第16天)反應器中上清液排空后，加入以破解污泥上濁液為碳源的模擬廢水(COD/TN=6.0±0.5)，檢測反應器反應過程中NO3--N、TN的濃度變化情況，結(jié)果如圖11所示。可見，反應初期NO3--N的濃度迅速降低，然后下降速度變緩，然而，與NO3--N相比，反應前期TN濃度的下降速度較慢，說明反應前期有NO2--N的積累。這可能由于硝酸鹽還原菌對碳源的競爭能力比亞硝酸鹽還原菌強，當大部分NO3--N還原后，NO2--N才開始還原。待反應完成后，初始NO3--N質(zhì)量濃度為37.89mg·L-1，出水NO3--N降為0.13mg·L-1，NO3--N去除率達到99.6%，同時TN質(zhì)量濃度由45.05mg·L-1降至9.12mg·L-1，TN去除率達到79.7%。該研究結(jié)果表明，經(jīng)球磨熱堿耦合法破解后污泥上濁液中的碳源擁有優(yōu)異的反硝化效果，可代替反硝化外加碳源。

3、結(jié)論

1)球磨熱堿耦合法可有效提升污泥的破解效果。在水浴溫度為80℃、球磨時間為4h、投加92mg·g-1CaO+62mg·g-1NaOH且破解24h后，SCOD值達到2.013×104mg·L-1，COD達到4.725×104mg·L-1。

2)預處理前污泥中TS為61.7g·L-1，處理后下降至15.6g·L-1，去除率達到74.7%；處理后的VS由30.4g·L-1降至4.6g·L-1，VS去除率達到84.7%，說明有效實現(xiàn)污泥的深度減量化。

3)污泥經(jīng)預處理后，上濁液中SCOD/TN達到26.06，遠高于生物去除TN的理論需求，液相中熒光性有機物質(zhì)組成以易生物降解的色氨酸類物質(zhì)和微生物代謝副產(chǎn)物類物質(zhì)為主，說明其具有較好的可生物降解性能。

4)以破解污泥上濁液中的碳源代替反硝化外加碳源，控制進水COD/TN=6，穩(wěn)定后NO3--N去除率基本穩(wěn)定97.0%以上，說明經(jīng)過此預處理后污泥上濁液中的碳源可有效作為反硝化碳源使用。