许欢欢, 曾薇, 李帅帅, 贾子悦
北京工业大学环境与能源工程学院, 城镇污水深度处理与资源化利用技术国家工程实验室, 北京 100124
收稿日期: 2020-01-17; 修回日期: 2020-03-04
基金项目: 国家重点研发计划（No.2016YFC0401103）；北京市百千万人才工程项目（No.2017A36）
作者简介: 许欢欢(1993-), 女, E-mail:1019021771@qq.com
通讯作者（责任作者）: 曾薇, E-mail:zengwei@bjut.edu.cn

摘要：为了实现从剩余污泥中高品位回收鸟粪石（MAP，MgNH₄PO₄·6H₂O），本研究考察了厌氧发酵、冷冻+微波两种污泥预处理方式促进污泥中氮、磷的释放及回收效果.试验结果表明：污泥厌氧发酵在温度30℃、pH=12、发酵时间4 d时，PO₄^3--P和HN₄⁺-N的最大释放量分别为224.50 mg·L^-1（即7.24 mmol·L^-1）和278.17 mg·L^-1（即19.87 mmol·L^-1），PO₄^3--P物质的量浓度远小于HN₄⁺-N物质的量浓度.冷冻+微波联合预处理在冷冻温度-20℃、冷冻时间48 h、微波初始pH=3、微波时间9 min时，PO₄^3--P和HN₄⁺-N的最大释放量分别为1011.84 mg·L^-1（即32.64 mmol·L^-1）和220.82 mg·L^-1（即15.77 mmol·L^-1），PO₄^3--P物质的量浓度高于HN₄⁺-N物质的量浓度.根据污泥上清液中的氮、磷含量，将厌氧发酵与冷冻+微波两种污泥预处理后的上清液按体积比1：9进行混合，使Mg：N：P物质的量比为1.6：1.4：1时，PO₄^3--P的最高回收率为99.11%，HN₄⁺-N的最高回收率为73.46%.X射线衍射（XRD）结果显示，回收的沉淀物主要为鸟粪石晶体.将两种污泥预处理后的上清液进行混合，有效地解决了污泥上清液中由于氮、磷比例失衡所导致的回收率下降的问题，从而实现以鸟粪石的形式高效回收剩余污泥中的氮、磷.
关键词：污泥预处理厌氧发酵冷冻微波鸟粪石
Recovery of nitrogen and phosphorus from excess sludge pretreated by anaerobic fermentation and freezing microwave
XU Huanhuan, ZENG Wei, LI Shuaishuai, JIA Ziyue
National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, College of Environmental and Energy Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124
Received 17 January 2020; received in revised from 4 March 2020;
Abstract: To achieve high-grade recovery of struvite (MAP,MgNH₄PO₄·6H₂O),two pretreatment methods of anaerobic fermentation and freezing microwave were investigated to promote the release and recovery of nitrogen and phosphorus from the excess sludge. The results showed that the maximum release of phosphorus and ammonia nitrogen reached 224.50 mg·L^-1 (7.24 mmol·L^-1) and 278.17 mg·L^-1 (19.87 mmol·L^-1),respectively,at the fermentation temperature of 30 ℃,the pH of 12 and the fermentation time of 4 days. In the anaerobic fermentation supernatant the molar concentration of phosphate was much less than that of ammonia nitrogen. When the freezing temperature of -20 ℃,the freezing time of 48 h,the initial pH of microwave of 3 and the microwave time of 9 min,the release of phosphorus and ammonia nitrogen was 1011.84 mg·L^-1 (32.64 mmol·L^-1) and 220.82 mg·L^-1 (15.77 mmol·L^-1),respectively. Contrastively,in the frozen + microwave supernatant the molar concentration of ammonia nitrogen was much lower than that of the phosphate. According to the content of nitrogen and phosphorus in the supernatant,the optimal mixed volume ratio of the supernatant with anaerobic fermentation and frozen + microwave was 1:9. When the molar ratio of Mg:N:P was 1.6:1.4:1,the highest recovery efficiency of phosphorus and ammonia nitrogen was 99.11% and 73.46%,respectively. The result of X-ray diffraction (XRD) showed that the recovered precipitate was mainly struvite crystal. Mixing the supernatant of two sludge pretreatment methods effectively solved the problems of low recovery resulted from the imbalance of nitrogen and phosphorus. And thus nitrogen and phosphorus from excess sludge could be efficiently recovered in the form of struvite.
Keywords: sludge pretreatmentanaerobic fermentationfreezingmicrowavestruvite
1 引言(Introduction)磷作为一种重要的生命元素, 对自然界动植物生长至关重要(Bacelo et al., 2020), 在人类工农业生产中也发挥着不可替代的作用(畅萧等, 2019).污水处理厂作为除天然磷矿石以外的第二大磷源, 通常采用高分子聚合物(聚合氯化铝(PAC)、聚合氯化铁(PFC)、聚丙烯酰胺(PAM))和生物除磷的方法将污水中的磷以化学沉淀污泥或富磷生物污泥的形式去除(Fischer et al., 2011).如果这些剩余污泥中的磷不能有效回收, 势必会造成磷资源的流失(Guaya et al., 2015).有研究表明, 2020年中国的污泥产量将超过6000万吨(Zhang et al., 2017;Liang et al., 2020), 这不仅会显著增加污泥处置的费用, 还会急剧增加生态环境的负担.剩余污泥产量大且成分复杂, 含有大量有机物质、氮磷、病原体和重金属, 如不经妥善处理, 将会对自然环境和人类健康产生严重影响(杜艳等, 2011；赵传军, 2013；Yang et al., 2015；张蕾等, 2018).因此, 寻求合适的污泥处理技术, 在实现污泥减量化、无害化、稳定化的基础上, 实现污泥氮、磷回收的资源化势在必行.而鸟粪石作为一种高效的缓释磷肥, 其病原体与重金属含量低, 是当前能够替代动物粪便的矿物磷肥(Ehmann et al., 2017; Zhang et al., 2020a).此外, 鸟粪石结晶法也被众多研究者认为是最有前途且应用最广泛的磷回收方法(Zhang et al., 2020b).
由于微生物胞外聚合物(EPS)的存在, 剩余污泥的脱水性能极差, 并且由于EPS对微生物的保护, 也增加了污泥资源化的难度.采用高效的污泥预处理方式, 促进EPS的溶解、微生物的破解及加速胞内营养物质的流出是现今污泥资源化研究的热点.目前, 污泥预处理方式多种多样, 主要包括物理、化学、生物及联合预处理方式(鄢恒珍等, 2015;王晶等, 2019).传统的物理预处理方法主要包括加热与冻融, 随着研究的深入发展, 微波、超声、高压等预处理方法相继出现(刘峻等, 2011;李海兵等, 2018).其中, 厌氧发酵预处理方法因具有操作简单、效果显著的优点而得到广泛关注.另有研究表明, 在碱性条件下进行污泥厌氧发酵, 不仅能破坏污泥渗透压, 达到破坏微生物细胞壁的目的, 还能使污泥中的脂类发生皂化反应, 促使EPS中含有的酸性基团解链, 从而有效地破坏EPS(蓝雷传, 2017).但碱性发酵法得到的污泥上清液存在严重的PO₄^3--P物质的量浓度低于HN₄⁺-N物质的量浓度的问题, 若以常见的鸟粪石法进行氮、磷回收, 会使HN₄⁺-N的回收效果较差.冷冻+微波联合预处理(Chang et al., 2019)是近年来一种新兴的污泥预处理技术.单纯的微波预处理的高投资和高能耗限制了其广泛应用, 冷冻+微波联合预处理在一定程度上突破了这一限制.冷冻预处理方式形成的冰晶会因为强烈的挤压而破坏微生物细胞壁, 从而促进细胞物质的释放(Stasta et al., 2006).但这种联合预处理方式得到的污泥上清液存在HN₄⁺-N物质的量浓度小于PO₄^3--P物质的量浓度的问题, 以鸟粪石形式回收时, 会造成PO₄^3--P回收效率低的弊端.
基于此, 本研究将两种污泥预处理方式(厌氧发酵、冷冻+微波)得到的上清液以不同比例混合, 以解决两种上清液中氮、磷比失衡的问题, 进一步提高剩余污泥中PO₄^3--P和HN₄⁺-N的回收率及鸟粪石的纯度, 并为其用于农业肥料提供理论依据.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 实验材料2.1.1 厌氧发酵污泥来源厌氧发酵污泥取自北京市某市政污水处理厂的二沉池回流污泥.污泥在4 ℃下重力沉降12 h, 倾倒上清液后的浓缩污泥的含水率为97.6%, pH值为6.8~7.3, 总悬浮固体(TSS)浓度为(24000±1000) mg · L^-1, 挥发性悬浮固体(VSS)浓度为(14000 ±500) mg · L^-1, 可溶性化学需氧量(SCOD)浓度为(153 ±5) mg · L^-1.
2.1.2 冷冻+微波污泥来源冷冻+微波的污泥取自本实验室MUCT反应器中的二沉池剩余污泥, 取出后将其在室温下沉降12 h进行污泥浓缩.浓缩污泥的含水率为98.0%左右, pH值为6.8~7.0, TSS浓度为(20000 ±300) mg · L^-1, VSS浓度为(15000 ± 300) mg · L^-1, SCOD浓度为(86±5) mg · L^-1.
2.2 厌氧发酵实验装置厌氧发酵装置为带有水浴的有机玻璃制成的圆柱形发酵罐, 罐体内径180 mm, 高400 mm, 有效容积为10.2 L.搅拌桨采用带有水封的螺旋桨, 并且该装置的pH、ORP及温度探头插口均带有内丝封头、螺帽及密封环, 以保证严格厌氧环境.
2.3 实验方法2.3.1 剩余污泥厌氧发酵实验发酵温度实验：首先将800 mL浓缩污泥分别放到4个200 mL血清瓶中进行小试试验, 并将4个血清瓶分别放置在温度为25、30、35和40 ℃的磁力搅拌器上进行厌氧发酵, 设置编号为1~4.每天在固定时间点取样检测磷酸盐和氨氮的浓度, 找出最适的发酵温度.
发酵pH值实验：将1200 mL浓缩污泥分别放入6个200 mL的血清瓶中进行小试试验, 调节pH分别为2、4、6、8、10和12, 设置编号为1~6.将其在最适发酵温度下进行发酵试验, 每天在固定时间点取样检测氨氮和磷酸盐的浓度变化, 找出最适的发酵pH及发酵时间.然后采用发酵罐在最适条件下进行污泥发酵, 污泥离心分离后的上清液经过0.45 μm滤膜过滤后, 在4 ℃条件下保存备用.
2.3.2 剩余污泥冷冻+微波实验将浓缩后的污泥装满50 mL离心管, 在-20 ℃下设置冷冻时间分别为12、24、36、48、60和72 h, 每个冷冻时间做两个平行样.冷冻后的污泥在室温下放置12 h将其溶解.采用单因素法, 将各冷冻时间下的污泥分别在功率为700 W的微波炉中(PJ21C-AU, 额定功率1150 W, 运行频率2.45 GH)微波2 min, 将上清液经0.45 μm滤膜过滤后测定磷酸盐和氨氮的浓度, 找出最佳的冷冻时间.在最佳冷冻时间下将溶解后的污泥分别微波1~13 min, 找到最佳的微波时间.在最佳冷冻时间下, 采用6 mol · L^-1的NaOH和HCl调节溶解后的污泥pH值, 并在最佳微波时间下进行微波处理, 最后找到最佳的微波初始pH值.小试实验后, 制备大量的冷冻微波上清液放在4 ℃下备用.
2.3.3 磷回收实验将备用的污泥厌氧发酵上清液与冷冻+微波上清液以不同的氮、磷比(N : P=1.2 : 1、1.4 : 1、1.6 : 1、1.8 : 1、2.0 : 1, 物质的量比, 下同)进行混合, 投加镁源(1 mol · L^-1的MgCl₂溶液)使每种营养液的镁、磷比(Mg : P, 物质的量比, 下同)分别为1 : 1、1.2 : 1、1.4 : 1、1.6 : 1、1.8 : 1、2.0 : 1.然后在150 mL锥形瓶中以100~600 r · min^-1的搅拌速度形成鸟粪石, 找出最佳的镁、氮、磷物质的量比及最佳搅拌速度.
2.4 分析方法氨氮和磷酸盐浓度分别采用纳氏试剂分光光度法和钼锑抗分光光度法测量(美普达UV-2100, 中国), 污泥溶液的pH值采用便携式pH计(WTWSenTix^? 940, 德国)测定.结晶样品的XRD图通过Cu靶辐射(40 kV, 40 mA)由X射线衍射仪(Bruker D8 ADVANCE, 德国)测定.
3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 厌氧发酵实验3.1.1 发酵温度及发酵时间对磷和氨氮溶出的影响图 1a和1b分别表示在不同发酵温度及发酵时间条件下, PO₄^3--P和HN₄⁺-N的释放情况.图 1a显示, PO₄^3--P浓度呈现出发酵前期(1~4 d)增长, 后期(5~8 d)降低的趋势.发酵前期微生物细胞破裂, 细胞内含磷物质(核酸、磷脂、ATP等)释放导致PO₄^3--P浓度升高.发酵后期从细胞中溶出的或水相中固有的金属离子(Ca、Al、Fe)会与发酵前期释放的溶解性PO₄^3--P结合生成沉淀, 导致PO₄^3--P浓度降低.PO₄^3--P浓度随着温度的升高呈先上升后下降的趋势, 并在发酵第4 d及发酵温度为35 ℃时达到峰值, 其浓度为84.96 mg · L^-1(即2.74 mmol · L^-1).图 1b显示, HN₄⁺-N的浓度随发酵时间也呈现出先增长后降低的趋势, 并随着发酵温度的升高而降低.在发酵第3 d及发酵温度为25 ℃时HN₄⁺-N浓度达到峰值, 为249.65 mg · L^-1(即17.83 mmol · L^-1).在较高温度下, HN₄⁺-N更趋向于转化为NH₃, 每次打开血清瓶取样时产生的NH₃逸出是导致HN₄⁺-N浓度降低的主要原因.值得注意的是, 在发酵第4 d及发酵温度为30 ℃时, PO₄^3--P的溶出浓度为83.46 mg · L^-1(即2.69 mmol · L^-1), 而此刻HN₄⁺-N的溶出浓度为239.85 mg · L^-1(即17.13 mmol · L^-1), 两者与峰值无明显差距.综合考虑, 选取污泥发酵时间4 d, 发酵温度30 ℃作为优化实验条件.
图 1(Fig. 1)

图 1 发酵温度及发酵时间对磷酸盐(a)和氨氮(b)溶出的影响 Fig. 1Effect of fermentation temperature and fermentation time on the dissolution of phosphate(a) and ammonia nitrogen(b)

3.1.2 发酵初始pH值对磷和氨氮溶出的影响图 2显示, 在不同的污泥初始pH条件下, 厌氧发酵都能促进污泥中PO₄^3--P和HN₄⁺-N的释放.其他研究者也认为酸性、中性和碱性条件下均能实现厌氧污泥向液相中释放PO₄^3--P和HN₄⁺-N(吕景花等, 2019).
图 2(Fig. 2)

图 2 不同初始pH对磷酸盐(a)和氨氮(b)溶出的影响 Fig. 2Effect of initial pH on the dissolution of phosphate(a) and ammonia nitrogen(b)

图 2a显示, 初始污泥强酸及强碱条件均能促进PO₄^3--P的释放.其中, 在pH为2及发酵时间为3 d时, PO₄^3--P浓度达到222.39 mg · L^-1(即7.17 mmol · L^-1)；pH为12及发酵时间为4 d时, PO₄^3--P浓度达到224.50 mg · L^-1(即7.24 mmol · L^-1).这是因为剩余污泥厌氧发酵液中磷的来源相对复杂, 一部分可通过微生物的厌氧过程释放, 一部分则通过细胞基质内的聚磷酸盐水解及吸附-解吸作用释放(李平等, 2017).因此, 磷的释放机制不仅仅受限于污泥水解与絮体破坏, 也可能涉及到聚磷菌的生物行为、磷酸盐的共沉淀行为, 还可能与磷的赋存形态及原污泥性质等有关(Xu et al., 2015).此外, 由于生物除磷污泥中存在酶, 包括碱性磷酸酶、焦磷酸酶和胞外多磷酸酶, 释放的多磷酸盐在厌氧发酵过程中几乎可以完全降解为PO₄^3--P(Zou et al., 2016).在强酸条件下, PO₄^3--P的释放往往伴随着K⁺和Mg²⁺的释放, 表明发酵液中的大多数磷主要是从聚磷菌中释放出的多聚磷酸盐及无机磷(Zou et al., 2016).在强碱性条件下, 细胞中的有机物质(如磷脂双分子层等)会发生溶解, 导致大量的有机磷释放出来.说明在强酸强碱条件下均能使污泥中的磷释放, 只是释放机制不同.
图 2b显示, 强碱性发酵条件有利于HN₄⁺-N的释放, 且释放浓度总体上随pH值增加而增加, 在pH为12及发酵时间为8 d时, 其释放浓度达到峰值358.84 mg · L^-1(即25.63 mmol · L^-1).这说明强碱性条件更有利于细胞中蛋白质类物质水解及氨基酸脱氨.因此, 为了使污泥细胞中磷和氨氮能够充分溶出, 本研究选用的发酵初始pH为12, 这也与Li等(2020)的研究一致.
3.2 冷冻微波联合实验已有研究表明, 冷冻预处理污泥能够有效促进污泥破解, 增加其中可溶性物质(蛋白质、多糖、核酸)的释放(Chang et al., 2019).其中, 冷冻温度是考察冷冻预处理效果的一个重要参数.根据已有的研究(Chen et al., 2001; Carta-Escobar et al., 2002;陈悦佳, 2015), 当污泥的冷冻预处理温度为-20 ℃时, SCOD、溶解性蛋白质、多糖及HN₄⁺-N的释放效果最好.因此, 本研究采用-20 ℃作为污泥预处理的冷冻温度, 而重点考察冷冻时间对PO₄^3--P和HN₄⁺-N释放的影响.
3.2.1 冷冻时间对磷和氨氮溶出影响图 3a显示, 污泥冷冻预处理释放的PO₄^3--P和HN₄⁺-N随冷冻时间延长均呈现出先上升(12~48 h)后下降(60~72 h)的趋势, 并在冷冻时间为48 h时达到峰值, 此时污泥释放的PO₄^3--P浓度为407.90 mg · L^-1(即13.16 mmol · L^-1), 而HN₄⁺-N浓度为162.86 mg · L^-1(即11.63 mmol · L^-1).在冷冻时间不足48 h时, 污泥并没有充分进入固化阶段, 水分子未完全形成冰晶, 而包裹的污泥固体有限, 污泥絮体结构并没有完全被破坏, 故胞内物质溶出效果较差；当污泥冷冻时间达到48 h时, 污泥完全冷冻固化, 其絮体破坏较为彻底, 且污泥粒子进一步被压缩变得更紧密, 此时污泥胞内物质溶出效果更明显.胞内物质中含有大量的核酸、磷脂及磷酸盐聚合物, 可以进一步降解成PO₄^3--P而释放出来.同样, 污泥细胞中蛋白质水解为氨基酸, 氨基酸经脱氮作用转化为HN₄⁺-N.因此, 污泥完全冷冻后的完全固化阶段, 对污泥胞内物质的溶出至关重要.随着冷冻时间的延长(>48 h), 磷酸盐的溶出浓度反而下降, 这说明虽然污泥絮体进入固化阶段, 但随着冷冻时间的延长, 污泥细胞破裂后阳离子浓度(Mg、Ca、Fe、Al)的增加均可能与PO₄^3--P结合使其浓度下降(?rmeci et al., 2001).
图 3(Fig. 3)

图 3 冷冻时间(a)、微波时间(b)和微波初始pH (c)对磷酸盐和氨氮溶出影响 Fig. 3Effect of freezing time(a), microwave time(b) and initial microwave pH(c) on dissolution of phosphate and ammonia nitrogen

3.2.2 微波时间对磷和氨氮溶出的影响图 3b显示, PO₄^3--P和HN₄⁺-N的释放浓度随微波时间的延长均呈现出先上升(1~9 min)后下降(10~13 min)的趋势, 并在微波时间为9 min时达到峰值, 其中, PO₄^3--P峰值浓度为590.24 mg · L^-1(即19.04 mmol · L^-1), HN₄⁺-N为226.96 mg · L^-1(即16.21 mmol · L^-1).在微波时间为1~9 min时, 随着微波时间的延长, 污泥结构的破解程度越高, PO₄^3--P和HN₄⁺-N的释放较为彻底, 故两者的释放浓度呈上升的趋势.当微波时间超过9 min后, HN₄⁺-N的溶出浓度呈现出急速下降的趋势.这是因为较长的微波时间带来的高温引发了美拉德反应, 即羰基化合物和氨基化合物经复杂反应后生成难生物降解物质的反应(李海兵等, 2018).综合考虑, 本研究认为污泥微波预处理的最佳时间为9 min.
3.2.3 微波初始pH值对磷和氨氮溶出的影响图 3b显示, 微波时间为9 min时为最佳微波时间, 因此, 在此条件下探究微波初始pH值对PO₄^3--P和HN₄⁺-N溶出浓度的影响.如图 3c所示, 在微波初始pH值为1~3时, PO₄^3--P的溶出浓度逐渐上升, 并在pH为3时达到峰值1011.84 mg · L^-1(即32.64 mmol · L^-1).这是由于酸性条件下的微波预处理有助于提高胞内含磷物质的水解速率, 从而使得大量的PO₄^3--P释放出来.在微波初始pH值为6~9时, 趋于中性的pH条件对微波释磷的作用较为有限.随着pH的继续升高(pH=10~11), 细胞中的大分子有机物(核酸、磷脂双分子层等)更易降解, 从而增加PO₄^3--P的释放.HN₄⁺-N在pH为1~3时其溶出浓度逐渐上升, 并在pH高于3时呈下降趋势.这表明在酸性条件下的污泥微波预处理能促进HN₄⁺-N的溶出.而在高pH条件下进行微波预处理, 有利于HN₄⁺-N经过氨化作用转化为NH₃逸出, 从而导致其在水相中的浓度降低.因此, 本试验选用的微波最佳pH值为3.
3.3 磷回收实验3.3.1 N:P比对磷和氨氮回收率的影响由以上两种污泥预处理方法可知, 厌氧发酵及冷冻+微波污泥上清液呈现出N : P比不均衡的特点, 单一上清液均达不到鸟粪石结晶所需的理论物质的量比1 : 1.将两种上清液根据不同的氮、磷含量进行混合, 可以得到鸟粪石结晶所需的N : P比, 并达到最佳的PO₄^3--P和HN₄⁺-N回收效果.图 4a显示, 厌氧发酵上清液的PO₄^3--P回收率约为70%, 而HN₄⁺-N回收率为15%, 回收率较低；冷冻+微波上清液中PO₄^3--P的回收率同样约为70%, 而HN₄⁺-N的回收率提升至58%, 这表明冷冻+微波上清液更利于氮、磷的回收.将两种上清液以不同氮磷比混合后, PO₄^3--P和HN₄⁺-N的回收率均明显提升, PO₄^3--P回收率达到95%左右, HN₄⁺-N回收率达到69%左右.尤其是当N : P比为1.4 : 1时, PO₄^3--P和HN₄⁺-N的回收率最高, 故本研究以N : P=1.4 : 1为标准, 将两种上清液进行混合.
图 4(Fig. 4)

图 4 不同N:P比(a)、Mg : P比(b)、pH (c)、搅拌速度(d)及反应时间(e)对磷和氨氮回收率的影响 Fig. 4Effect of different N : P molar ratios(a), different Mg : P molar ratios(b), pH(c), stirring speed(d) and reaction time(e) on the recovery of phosphorus and ammonia nitrogen

3.3.2 Mg:P比对磷和氨氮回收率的影响图 4b显示, 当Mg : P比介于1.0 : 1~1.8 : 1之间时, PO₄^3--P的回收率随着Mg : P比的增加呈逐渐上升的趋势.而当Mg : P比>1.8 : 1时, PO₄^3--P的回收率出现较为明显的下降.这可能是由于过量添加的Mg²⁺消耗了溶液中的OH^-和CO₃^2-, 生成Mg(OH)₂及MgCO₃, 而pH条件对鸟粪石有序结晶影响很大, 故影响PO₄^3--P的回收率.相对而言, 上清液中Mg : P比的变化对HN₄⁺-N的回收率影响较小, 其回收率皆稳定在70%左右.此外, 本研究的鸟粪石结晶Mg : P实际比值大于理论值, 这可能是由于上清液中含有大量有机质, 当发生MAP反应时, 部分Mg²⁺会与有机物结合甚至发生共沉淀(Tong et al., 2007;毕薇, 2014;周东来等, 2017), 从而造成Mg²⁺的实际需求量高于理论值.
3.3.3 pH值对磷和氨氮回收率的影响以鸟粪石形式回收PO₄^3--P和HN₄⁺-N时, pH值对结晶过程影响很大(Nelson et al., 2003).pH值过高或过低都不利于鸟粪石的形成, 且pH值主要通过影响溶液的离子溶解度及过饱和度来干扰鸟粪石的形成(李咏梅等, 2011).图 4c显示, pH值在8.0~9.5时, PO₄^3--P和HN₄⁺-N的回收率皆呈上升的趋势, 表明此刻鸟粪石正逐渐形成, 且在pH为9.5时, PO₄^3--P和HN₄⁺-N的回收率达到峰值.这表明低pH条件满足不了鸟粪石所需的碱度, 不利于鸟粪石的结晶.但当上清液pH值高于9.5时, 会降低HN₄⁺-N的回收率.这是由于当pH高于9.5时, PO₄^3--P与Mg²⁺更倾向于生成MgHPO₄和Mg(H₂PO₄)₂, PO₄^3--P的过量消耗导致HN₄⁺-N回收率的降低.此外, 高pH条件促进了溶液中OH^-与Mg²⁺结合生成Mg(OH)₂沉淀(王涛, 2010).因此, 本研究认为鸟粪石结晶的最佳pH条件为9.5.
3.3.4 搅拌速度对磷和氨氮回收率的影响图 4d显示, 搅拌速度对HN₄⁺-N回收率影响较大.这是由于搅拌转速增加到一定值后, 污泥上清液与加入的Mg²⁺及NaOH快速混合均匀, 并提高小晶体间和各离子间碰撞次数.适宜的搅拌转速使离子和小晶体结合后不易分离, 而随着转速的增大, 水力剪切力导致离子与晶体间出现分离.综合考虑, 本研究认为适宜鸟粪石结晶的搅拌转速为200 r · min^-1.
3.3.5 反应时间对磷和氨氮回收率的影响鸟粪石的结晶过程比较复杂, 其晶体的成核速率和成长速率决定了鸟粪石的反应时间.此外, 鸟粪石的生成反应属于化学反应, 与大多数化学反应相似, 其反应可以在较短的时间内完成.由图 4e可知, 反应时间为10~30 min时, PO₄^3--P和HN₄⁺-N的回收率随反应时间的延长而逐渐升高, 这说明鸟粪石结晶反应在30 min内就会完成.但随着反应时间的延长(30~60 min), HN₄⁺-N的回收率呈下降的趋势, 推测为长时间的搅拌导致结晶体破碎, 使离子重新溶解到溶液中.而PO₄^3--P由于可以与上清液中的其他金属阳离子(Ca²⁺、Al³⁺、Fe³⁺)结合, 延长反应时间对其影响较小.因此, 本研究认为鸟粪石结晶的最佳反应时间为30 min.
3.3.6 回收产物XRD表征分析由图 5可知, XRD图谱中出现了接近鸟粪石标准品(JCPDS 15-0762)的特征峰(Zhang et al., 2020a).尽管可以确定回收产物的主要成分为鸟粪石, 但谱图中仍存在一定的杂峰.本研究推测, 在磷回收过程中可能形成一些不溶性磷酸钙沉淀, 如羟基磷灰石, 这与Ahn等(2006)的发现一致.
图 5(Fig. 5)

图 5 回收产物XRD光谱分析 Fig. 5XRD spectrum of recovered product

4 结论(Conclusions)厌氧发酵与冷冻+微波联合两种污泥预处理手段均能有效地促进污泥中PO₄^3--P和HN₄⁺-N的释放.污泥厌氧发酵在温度30 ℃、pH=12、发酵时间为4 d时, PO₄^3--P和HN₄⁺-N的释放量分别为224.50 mg · L^-1(即7.24 mmol · L^-1)和278.17 mg · L^-1(即19.87 mmol · L^-1), 呈现PO₄^3--P物质的量浓度低于HN₄⁺-N的特点；冷冻+微波联合预处理在冷冻温度-20 ℃、冷冻时间48 h、微波初始pH=3、微波时间为9 min时, PO₄^3--P和HN₄⁺-N的释放量分别为1011.84 mg · L^-1(即32.64 mmol · L^-1)和220.82 mg · L^-1(即15.77 mmol · L^-1), 呈现HN₄⁺-N物质的量浓度小于PO₄^3--P的特点.本研究将两种上清液以不同的N : P比进行混合, 在N : P比为1.4 : 1时, PO₄^3--P的回收率高达99.1%, HN₄⁺-N的回收率高达73.46%.XRD图谱结果表明, 最终的沉淀物主要是鸟粪石.因此, 该方法可以有效促进剩余污泥中磷酸盐及氨氮的高效回收.

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