《Environmental Technology》：Influence of sludge dehydration strategies on biological stability and hygienization in extended aeration activated sludge systems
1. 引言
延时曝气活性污泥(EAAS)系统因具有较长的污泥停留时间(SRT)，可在同一反应器内促进生物质的局部好氧消化。与在较短SRT下运行的传统活性污泥系统、序批式反应器(SBR)、移动床生物膜反应器(MBBR)和膜生物反应器(MBR)相比，EAAS系统产生的污泥可能表现出更高的生物稳定性和更低的生物可降解有机物含量。然而，这种稳定化的程度仍不确定，其结果因运行条件和系统配置而异。污水处理厂产生的污泥成分复杂，通常含水率高、絮体结构弱，这阻碍了水分去除并限制了减容效果。因此，污泥的安全处置或再利用需要适当的处理、有效的控制和可持续的管理，通常通过浓缩、稳定化、调理或卫生化以及脱水或干燥等工艺来实现，这些工艺也提高了运输和储存效率。
在全球范围内，大约有6000座污水处理厂依赖常规干燥床，原因在于其简单、成本低和操作方便。然而，其适用性很大程度上取决于土地可用性和有利的气候条件。好氧处理系统产生的废弃活性污泥在二次沉淀后通常含有95-99%的含水率。经过浓缩和脱水后，含水率通常分别降至90-95%和40-80%。脱水策略的选择应与污泥处理目标保持一致，同时考虑环境和经济的限制。尽管常规干燥床常被视为一种生态脱水方法，但最近的研究表明，包括太阳能、热能和混合干燥系统在内的替代配置也能增强污泥的稳定化和卫生化。在单个单元内整合稳定化和脱水过程，突出了评估替代策略的重要性，因为这种整合可能会节省能源、减少土地需求并降低运营成本。热力干燥需要外部能量输入，通常来源于化石燃料，而太阳能和混合干燥则代表了基于可再生能源的更可持续的替代方案。这些方法通常在加速污泥脱水速率的温室系统中实施。在太阳能干燥过程中，有机物的转化以简单化合物的优先分解和更复杂物质（如腐殖质）的积累为特征，这可能增强土壤有机碳的固存。此外，升高的温度和可能暴露于非电离辐射（如紫外线）可能进一步促进病原体的减少。尽管EAAS污水处理厂通常具有较长的SRT，但产生的污泥并非总是具有足够的生物稳定性。先前的研究表明，脱水不仅能降低含水率，还能在生物稳定性和病原体控制方面改善污泥质量。基于此，本研究报道了一项中试规模的评估，涉及三种应用于处理城市污水的两个EAAS系统的废弃活性污泥的脱水策略：常规干燥(ConDry)、太阳能干燥(SolDry)和太阳能干燥结合紫外线辐射(SolDry+UV)。该研究确定了这些策略对污泥在脱水效率、生物稳定化和卫生化方面质量的影响。
2. 材料与方法
废弃活性污泥(WAS)采集自哥伦比亚两个城市的合流制污水系统的两个延时曝气活性污泥(EAAS)系统（EAAS1和 EAAS2）。该污泥的理化特性和生物稳定性先前已有报道，因此本研究重点评估中试规模的脱水策略。实验设计采用析因排列，每个处理三个重复，遵循环境与废水处理研究的标准实验设计原则。中试规模的脱水模块由聚丙烯建造，每个干燥床表面积约为0.5 m2(0.5 m × 1 m)，内部支撑介质由三层10厘米厚的材料（砾石粒径: 25-36 mm，砂粒径: 0.75-1.2 mm，和砖块）组成。所有干燥单元中施加的最大污泥层厚度为15厘米，以确保均匀的水分去除、充足的氧气扩散，并避免在较高施用深度常见的表面开裂或局部厌氧条件；排水通过床体出口的一根3/4英寸聚氯乙烯管道提供。实验干燥床模块配置的示意图展示了ConDry、SolDry和SolDry+UV策略对应的结构和层次。
对于太阳能干燥床的设计，参考了相关文献中报告的指南；据此，温室使用透明材料（温室塑料-聚乙烯）建造。为了通过太阳能干燥（开放式温室）补充脱水策略，使用发射波长为254 nm的低压汞UV-C灯应用紫外线照射；该系统每天运行2小时（晚上8:00-10:00），由数字定时器控制。紫外线处理在整个实验期间在一致的几何和操作条件下进行。UV-C可有效破坏微生物遗传物质，从而抑制微生物繁殖；然而，其在污泥处理中的效果因污泥中高固体含量导致的穿透力降低而受限。
实验单元由每个污水处理厂-EAAS系统的WAS进料，脱水期设定为40天。此持续时间是基于在最低温度下运行的EAAS系统中实现生物稳定性的标准而设定的。整个实验期间，监测了气候学变量，即平均环境温度(MEAN TEMP)、平均相对湿度(MEAN RH)、累计降水量(ACCUM PREC)和累计太阳辐射(ACCUM SR)。测量是使用安装在每个研究区域的气象站获得的。根据相关研究建议，使用安装在三种干燥床配置中的温湿度计监测污泥温度以及干燥床的室内温度和相对湿度。此外，每日监测以下污泥变量：(i)物理参数（总固体(TS)和含水率）和脱水率（基于随时间推移的水分减少估算）；(ii)通过补充指标评估生物稳定性程度，即挥发性固体与总固体之比(VS/TS)、挥发性固体减少(VSR)和20°C下的比好氧速率(SOUR-20 [TS] 和 SOUR-20 [VS]，根据使用校准溶解氧探针的呼吸计量法测定。此外，在第0、10、20、25、30和40天定期进行微生物监测，测定粪大肠菌群浓度。
评估了包括每个污水处理厂（EAAS1和 EAAS2）和脱水策略类型（ConDry、SolDry 和 SolDry+UV）在内的几个因素对响应变量：TS、污泥含水率、VS/TS、VSR、SOUR-20 [TS]、SOUR-20 [VS] 和 FC 浓度的影响。由于这些变量随时间不呈现线性行为，收集的数据使用与广义可加混合模型(GAMMs)相关的半参数模型进行分析，该模型包含平滑函数以解释非线性模式。此外，这些模型解释了随时间重复测量所固有的依赖结构。此外，进行了Bonferroni调整的多重比较检验以识别显著差异，并计算了由评估因素产生的不同实验条件之间的Pearson相关性，保持5%的显著性水平。所有统计分析均使用开源软件R版本4.3.1完成。
3. 结果与讨论
3.1. 环境条件与干燥床内部污泥状况监测
图2a和b展示了在干燥床40天监测期内记录的环境变量（相对湿度–RH、环境温度–TEMP、降水量–PREC和太阳辐射–SR）和内部污泥条件（相对湿度–RH、环境温度–TEMP和污泥温度）的时间动态。
图2a表明，EAAS1（24 °C；海拔926 m；SRT: 16.8 d）记录的大多数环境条件的日值高于EAAS2（16 °C；海拔2513 m；SRT: 23.6 d）。然而，在累计太阳辐射(ACCUM SR)方面，EAAS1的时间趋势与EAAS2相比表现出较低的峰值，这种差异与海拔直接相关。根据相关机构分类，容纳EAAS系统的区域被归类为温暖气候（EAAS1），平均温度为23.2 °C ± 1.53 °C，以及寒冷气候（EAAS2），平均温度为14.9 °C ± 1.16 °C。降水事件可能影响了EAAS1中观察到的比EAAS2更高的平均相对湿度。监测图2b中描述的变量尤为重要，因为使用自动化系统进行连续测量可以更精确地分析并改进对工艺性能的控制。在40天的实验中，ConDry床的平均温度对于EAAS1为24.7 °C ± 1.66 °C，对于EAAS2为13.5 °C ± 1.07 °C。对于SolDry和SolDry+UV床，平均温度对于EAAS1达到26.2 °C ± 2.09 °C，对于EAAS2达到16.2 °C ± 5.51 °C。这些结果表明，太阳能干燥系统保留了热量，产生的内部床体温度分别比EAAS1和EAAS2的环境温度高出1-4 °C和1-10 °C。太阳能干燥系统中类似的温度变化在文献中也有报道。
3.2. 脱水策略及其对EAAS污泥物理性质的影响
图3显示了在EAAS系统中，针对总固体(TS)和污泥含水率变量，评估的三种脱水策略（ConDry、SolDry、SolDry+UV）的时间行为。
在两个EAAS系统中观察到的趋势是污泥脱水过程的特征，该过程始于短暂的初始升温阶段，随后是与物料中游离水和表面水蒸发相关的稳态降温阶段。随后，脱水速率下降（由于质量和热传递阻力增加），因为干燥前沿渗透到污泥颗粒中，去除了剩余的表面水和间隙水。
WAS的初始含水率在EAAS1中平均为98.8% ± 0.008%，在EAAS2中为95.6% ± 0.027%，这与先前报告的污水处理厂WAS含水率95-99%一致。在ConDry、SolDry和SolDry+UV中，ConDry表现出最低的TS值和最高的含水率，其次是SolDry，而SolDry+UV表现出最高的TS值。在太阳能干燥床中，建议的TS（≥40%）和含水率（≤60%）阈值比ConDry床更快达到。具体来说，在ConDry床中，这些阈值平均在EAAS1的第25天和EAAS2的第32天达到。SolDry和SolDry+UV床分别在EAAS1的第20天和第19天，以及在EAAS2的第27天和第26天达到这些阈值。这种时间的减少反映了各自污水处理厂提高的运行效率和降低的维护要求。表2展示了不同脱水策略在EAAS系统中第25天和第40天的脱水速率。
上述结果证实了干燥策略和每个EAAS系统对所评估物理变量（TS和含水率）的显著影响。为了比较EAAS系统并评估它们对两个监测的脱水变量（TS和含水率）的影响，进行了基于GAMM模型的方差分析。结果表明，脱水策略类型和EAAS系统对这些响应变量有显著影响。表3展示了两个响应变量的多重比较检验结果。
总的来说，两个评估的响应变量在每个EAAS系统内显示出一致的趋势。在EAAS1中，观察到基于太阳能的脱水策略（SolDry和SolDry+UV）与常规干燥床(ConDry)之间存在统计学上的显著差异，表明在太阳能驱动条件下脱水效率更高。相比之下，对于EAAS2，在三种脱水策略之间未检测到统计学上的显著差异。
这种系统特异性行为是根据实验期间记录的环境条件来解释的。在EAAS2中，环境温度和相对湿度表现出较高的时间变异性，这可能减弱了太阳能干燥系统通常促进的热梯度和蒸发速率，从而减少了脱水策略之间的差异。这种解释基于监测的气候数据，因此仅限于本研究中评估的条件。
文献中报道了类似的趋势，其中太阳能干燥的性能被证明强烈依赖于环境温度。例如，有研究报道，较高的环境温度增加了太阳能干燥床内部与外部环境之间的温差，从而增强了含水率为82.7%的污泥的水分去除。同样，有研究观察到，由于温室引起的热条件加速了水分蒸发，污泥脱水和总固体富集得到改善。季节效应也有报道，在夏季（温度>25 °C）10天后和冬季（温度<15 °C）20天后，总固体含量达到约35%，突出了太阳能干燥过程对环境温度的敏感性。
3.3. 脱水策略对EAAS系统产生污泥生物稳定性的影响
图4展示了生物稳定性指标VS/TS和VSR的时间行为。
如图4所示，在EAAS1系统中，通过不同脱水策略达到巴西标准建议的VS/TS限值（≤65% 和 ≤60%）所需时间在10到15天之间，其中SolDry+UV策略被证明是最有效的。这种行为归因于两个EAAS系统之间操作条件的差异，特别是SRT、进水特性和反应器内稳定化程度。在EAAS2系统中，较长的SRT可能促进了更高的生物稳定性，有利于WAS改善脱水特性。相比之下，EAAS1中较短的SRT可能导致在初始阶段污泥具有更高的有机物含量，从而解释了观察到的较高的VS/TS比。根据相关研究，具有较高有机物含量的污泥往往表现出更高的保水能力，这会减慢脱水过程并影响生物稳定性。此外，砂或砾石等无机材料的存在会影响污泥的渗透性，从而影响其脱水速率。因此，有学者认为，VS/TS比并不能完全反映EAAS工艺对生物稳定性的特性和影响。
关于VSR，美国和哥伦比亚的监管阈值是≥38%。在本研究中，评估的脱水策略在EAAS1系统中在10-15天内达到了这个阈值，在EAAS2系统中则需要更长的15-18天。这些结果与之前的研究结果一致，他们报告了常规干燥床的VSR值为20-48%。
图5展示了生物稳定性指标SOUR-20 [TS]和SOUR-20 [VS]的时间行为。
EAAS2系统在SOUR-20 [TS]和SOUR-20 [VS]值上表现出比EAAS1更大的变异性，表明两个系统之间存在内在差异。然而，在两个系统中，SolDry和SolDry+UV策略始终显示出较低的SOUR-20 [TS]值，表明这些策略的污泥生物稳定性得到改善，与ConDry相比具有统计学上的显著差异。在SOUR-20 [VS]的情况下，在最终时间点，脱水策略之间没有显著差异。
对于SOUR-20 [TS]和SOUR-20 [VS]，在40天实验结束时，两个系统都实现了生物稳定性。值得注意的是，EAAS1提供了更有利的条件，使得稳定性指标和标准在更短的时间内得以满足。表4展示了每个指标达到定义生物稳定性程度所设定标准所需的天数。
表4中呈现的结果表明，不同的脱水策略影响每个EAAS系统中的生物稳定性指标。总体而言，太阳能干燥策略（SolDry和SolDry+UV）在更短的时间内产生了更好的结果。ConDry的行为表明，EAAS2系统中的VS/TS比低于EAAS1系统，这与EAAS2中的初始VS浓度直接相关。关于VSR，EAAS1系统在实现生物稳定性所需时间方面比EAAS2更有效。尽管EAAS1表现出较高的初始VS/TS比，但这并未按比例转化为较高的SOUR值，表明生物活性受到延时曝气系统内内源呼吸和预先稳定化程度的限制。
表5展示了GAMM模型对DWAS的生物稳定性指标（VS/TS、VSR、SOUR-20 [TS]和SOUR-20 [VS]）针对不同脱水策略的方差分析结果。
EAAS系统在响应变量上表现出显著差异，尽管这些差异的大小和统计显著性在变量之间有所不同。这一发现强调了在评估响应变量对每种脱水策略产生的DWAS性质的影响时考虑多种因素的重要性。根据相关研究，太阳能干燥实验中最敏感的变量是TS和含水率。此外，本研究结果与一项研究的结果一致，该研究表明生物稳定化过程在干燥床中持续发生，并可通过太阳能干燥策略得到增强。在此背景下，我们确认脱水策略不仅影响水分减少，还影响EAAS系统产生的DWAS的生物稳定性程度。特别是，太阳能干燥策略（SolDry和SolDry+UV）在优化脱水速率和促进有机物生物降解方面表现出最佳性能。
正如相关研究所指出的，太阳能干燥系统中温度和紫外线辐射的增加有利于有机化合物的分解，有助于增强生物稳定性。在SolDry+UV系统中，额外应用紫外线是为了在夜间控制病原体；然而，在实现脱水和生物稳定化所需的时间方面，SolDry和SolDry+UV系统之间没有观察到显著差异。
3.4. 脱水策略对EAAS系统产生污泥中粪大肠菌群浓度的影响
EAAS1系统中WAS的初始FC浓度为1.75 E+06 CFU/gTS (6.24 Log10CFU/gTS)，而EAAS2系统为5.40 E+05 CFU/gTS (5.73 Log10CFU/gTS)。类似的结果已在污水处理厂产生的WAS的初始FC浓度中报道。EAAS1和EAAS2系统中的FC浓度值表明，此类污水处理厂的WAS需要卫生化过程以将FC浓度降至监管阈值，从而满足A类或B类生物固体品质的标准。图6展示了FC浓度随EAAS系统和脱水策略变化的时间趋势。
10 CFU/gTS); [Gray line] Class B (<6 Log10CFU/gTS) for the United States and Colombia [30,31].">
本研究的结果表明，生物稳定性和FC浓度均降至符合监管阈值的水平，从而实现了B类生物固体品质，这与相关机构的标准一致。其中，太阳能干燥策略（SolDry和SolDry+UV）在生物稳定性和FC浓度方面比ConDry策略更有效。然而，这些策略均未达到实现A类生物固体品质所需的生物稳定性和FC浓度水平。有研究报告了类似的太阳能干燥方法的应用，在夏季（温度>25 °C）10天后和冬季（温度<15 °C）20天后，将病原体浓度降至美国环保署A类水平。
对于EAAS1系统，SolDry+UV脱水策略中的紫外线辐射没有对EAAS2系统产生同样的效果，可能是由于白天的高温。因此，SolDry策略可能在FC控制方面表现出更大的效果。有研究报告称，在高TS条件下，紫外线辐射的效果可能会降低。表6展示了不同干燥策略在第25天和第40天的减少率。
对FC减少的方差分析表明，只有EAAS系统（EAAS1和 EAAS2）表现出统计学上的显著效应，因为p值低于0.05的显著性阈值。相比之下，脱水策略及其与EAAS系统的交互作用均未显示显著效应，因为它们的p值超过了阈值。这些发现表明，EAAS1和 EAAS2之间的操作差异是影响FC减少的关键因素，与所应用的脱水策略无关。在每个EAAS系统内脱水策略之间关于FC浓度的多重比较检验显示，不同脱水策略之间没有显著差异。
上述结果表明，在整个实验的时间分析中以及每个EAAS系统内，脱水策略（SolDry和SolDry+UV）在FC减少方面表现出相当的效率，它们之间没有观察到统计学上的显著差异。数据的变异性主要与测量期间内的波动相关。这些发现与之前的研究结果一致，该研究评估了土耳其采用氧化沟技术和不同脱水策略（包括太阳能干燥和常规干燥，平均温度为21 °C）的污水处理厂。报告显示，太阳能干燥系统在第3周和第6周的FC减少率分别为34.4%和47.5%，而常规系统在同一时期实现了较低的减少（分别为8.1%和21.2%）。12周后，没有一种脱水策略达到实现A类生物固体品质所需的FC阈值。
3.5. 环境变量、物理特性、稳定性与脱水策略产生的污泥中粪大肠菌群存在之间的相关性
图7展示了DWAS的响应变量（TS、污泥含水率、VS/TS、VSR、SOUR-20 [TS]、SOUR-20 [VS]和粪大肠菌群）、环境变量（MEAN TEMP、MEAN RH、ACCUM PREC 和 ACCUM SR）以及干燥床内部变量（在EAAS1和 EAAS2系统中为ConDry、SolDry 和 SolDry+UV脱水策略测量的平均温度[室内]和平均相对湿度[室内]）之间的Pearson相关性。
基于上述DWAS物理特性（TS和含水率）的相关性，结果表明，在ConDry系统中，环境平均温度与这些参数之间的关系较弱（TS的r=0.02，含水率的r=-0.02），表明环境温度对其行为没有显著影响。相比之下，平均环境相对湿度(
