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第 10 章水生污泥减少和矿化的有氧和厌氧处理

1. 10.1 导言

   Original publication 2019 · 首次发布于 FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   水生养殖的概念与可持续生产系统有关，因为它重新利用含有大量营养素（即氮（N）、磷（P）、钾（K）、钙（Ca）、镁（Mg）和硫（S）和微营养素（即铁）丰富的再循环水产养殖系统（RAS）废水锰 (Mn)、锌 (Zn)、铜 (铜)、硼 (B) 和钼 (Mo)) 为植物施肥 (格雷伯和荣格 2009 年；利卡梅尔 2009 年；尼科尔斯和萨维多夫 2012 年；图尔西奥斯和帕彭布罗克 2014)。 一个很有争议的问题是，这一概念是否能够符合其自身的愿望，因为排放营养丰富的鱼类污泥而浪费了大量的营养物质（Endut 等人，2010 年；Naylor 等人，1999 年；Neto 和 Ostrensky 2013 年）。 事实上，为了在 RAS 和水生系统中保持良好的水质，必须不断地过滤水进行固体去除。 固体过滤的两种主要技术是将颗粒保留在网格中（即网格过滤作为滚筒过滤器），并允许颗粒在澄清器中喷出。 在大多数传统工厂中，污泥是从这些机械过滤装置中回收的，并作为污水排放。 在最好的情况下，污泥被干燥并作为肥料在陆地上施用（Bod 等人，2017 年）。 值得注意的是，高达 50% 的饲料（干物质）被鱼类排出为固体物质（Chen 等人，1997 年），通过鱼饲料进入水生生态系统的大多数营养物质都在这些固体中积聚（Neto 和 Ostrensky，2013 年；Schneider 等人，2005 年）。 因此，有效的固体过滤可去除 80% 以上的宝贵 P（Monsee 等人，2017 年），这些物质可用于植物生产。 因此，回收这些宝贵的营养物质用于水生应用是至关重要的。 开发适当的污泥处理能够矿化污泥中含有的营养物质，以便在水培单元中重新使用这些物质，似乎是有助于更高程度地关闭养分循环，从而降低水生系统对环境的影响的必要过程（Goddek 等人）。2015 年；戈德克和基斯曼 2018；戈德克和科尔纳 2019）。

   实验研究表明，与水培学相比，补充水生养分溶液（即添加缺乏营养物质后）可促进植物生长（Delide 等人，2016 年；Ru 等人，2017 年；Saha 等人，2016 年）。 因此，污泥矿化也是提高水生系统性能的一个有希望的方法，因为回收的养分被用来补充水生溶液。 此外，现场矿化单元还可以提高水生设施的自给自足能力，尤其是有限的 P 资源对植物生长至关重要。 P 是由采矿活动产生的，因此矿床在世界各地的分布不均匀。 此外，它的价格已经上涨了高达 800％，在过去的十年（麦吉尔 2012 年）。 因此，在水生生态系统中应用的矿化单元也有可能提高其未来的经济成功和稳定性。

   对于水生物中的污泥处理，需要采取与过去不同的方式。 事实上，在传统废水处理中，主要目标是获得一个去污和清洁的废水。 处理性能表现为从废水中去除污染物（例如固体、氮 (N)、磷 (P) 等），并根据所达到的质量对污水进行量化（Techobanoglous 等人，2014 年）。 利用这种传统方法，一些研究提供了定量证据，表明在有氧、厌氧和顺序有氧 — — 厌氧条件下消化 RAS 废水可以去除一致比例的化学需氧量 (COD) 和总悬浮固体 (TSS) (Goddek 等人)。2018 年；乔杜里等人，2010 年；米尔佐扬等人，2010 年；范里因 2013 年）。 然而，在水生系统中，鱼类废水被认为是一种宝贵的肥料来源。 在闭环方法中，需要最大限度地减少固体部分排放（即最大限度地减少有机物质），并且需要最大限度地提高污水中的营养素含量（即最大限度地提高营养成分矿化）。 因此，水生物中的废水处理性能不再需要用污染物去除来表示，而是从污染物减少和营养成分矿化能力的角度来表示。

   一些研究表明，通过有氧和厌氧处理来消化鱼类污泥的功能性（Goddek 等人，2018 年；van Rijn 等人，1995 年）。 通过在生物反应器中进行厌氧处理，可以实现高干物质（即 TSS）还原性能（例如高于 90%），同时也可以生产甲烷（van Lier 等人，2008 年；Mirzoyan 和 Gross 2013 年；Yogev 等人，2016 年）。

   污泥的有氧处理也是减少呼吸过程中氧化为 COSub2/Sub 的有机物的一种非常有效的方法（见 Eq. 10.1）。 例如，一家水资源回收设施报告了 90% 的减少率（此处确定为悬浮固体、COD 和 BOD 减少）（Seo 等人，2017 年）。 有氧过程比厌氧更快，但它们可能更昂贵（Chen 等人，1997 年），因为泥浆的持续曝气 — 水混合物需要大量的泵或电机。 此外，营养物质的显著部分被转化为微生物生物量，不留在水中溶解。

   虽然这些研究表明鱼类污泥的有机还原潜力，但只有少数作者研究了鱼类污泥中特定营养物质的释放（例如 N 和 P）。 这些研究大多数用于短期体外批次实验（康罗伊和时装设计师 2010 年；蒙西等人，2017 年；斯图尔特等人，2006 年），以及运行中的 RAS（Yogev 等人，2016 年），而不是水生设置。 虽然在一定程度上讨论（Goddek 等人，2016 年；Yogev 等人，2017 年），但研究现在必须开始系统地研究有氧和厌氧反应器鱼污泥的有机还原和营养成分矿化性能及其对水分成分和植物的影响增长。 因此，本章旨在概述各种鱼类污泥处理方法，这些污泥可以集成到水生设置中，以实现有机还原和营养成分矿化。 将强调一些设计方法。 将讨论水生污泥处理背景下的营养质量平衡方法，并制定具体的方法来量化污泥处理性能。

2. 10.2 水生物废水处理实施

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   在水生学中，含有固体物质（即污泥）的废水是一种宝贵的营养来源，需要进行适当的处理。 处理目标与传统废水处理不同，因为在水生物中，固体物质和节水是值得关注的。 此外，无论采用何种废水处理措施，其目标应该是减少固体物质，同时矿化其营养物质。 换句话说，目的是获得一种无固体污水，但含有丰富的溶解营养物（即阴离子和阳离子），这些物质可以在耦合设置中重新插入水循环（图 10.1a）或在分离设置中直接进入水培生长床（图 10.1b）。 鱼类污泥固体主要由可降解的有机物组成，因此固体还原可称为有机还原。 事实上，复杂的有机分子（例如蛋白质、脂质、碳水化合物等）主要由碳组成，并将相继减少为较低分子量的化合物，直到 COSub2/Sub 和 CHSuB4/Sub 的最终气态形式（在厌氧发酵的情况下）。 在这一降解过程中，与有机分子结合的大量营养素（即 N、P、K、钙、镁和 S）和微量营养素（即铁、锰、锌、铜、B 和 Mo）以其离子形式释放到水中。 这种现象被称为养分浸出或营养成分矿化。 可以假设，当实现高有机还原时，也可以实现高营养成分矿化。 一方面，污泥含有一定比例的未溶解矿物，另一方面，在矿化过程中释放一些宏观营养素和微量营养素。 它们可以迅速沉淀在一起，形成不溶性矿物质。 大多数宏观营养素和微量营养素的离子和沉淀矿物质之间的状态与 pH 值相关。 在生物反应器中沉淀最著名的矿物质是磷酸钙、硫酸钙、碳酸钙、黄铁矿和柱石（Peng 等人，2018 年；张等人，2016 年）。 Conroy 和 Couturier（2010 年）观察到，当 pH 值降至 6 以下时，厌氧反应器中释放了 Ca 和 P。 他们表明，释放完全相当于磷酸钙的矿化。 Goddek 等人（2018 年）还观察到 P、Ca 和其他大量营养素在转化为酸性的上流厌氧污泥毯反应器（UASB）中的溶解性。 荣格和洛维特（2011 年）报告，水产源污泥在非常低的 pH 值为 4 的情况下，有 90% 的营养物调动。 在这种情况下，所有的宏观营养素和微量营养素都是溶解的。 因此，有机还原和营养成分矿化之间存在对立。 事实上，当微生物活跃于降解有机化合物时，有机还原是最大的，这种情况发生在 pH 值范围为 6—8。 由于养分浸出在 pH 值低于 6，因此为了最佳的有机还原和营养成分矿化，最有效的方法是分为两个步骤，即 pH 值接近中性的有机还原步骤和酸性条件下的养分浸出步骤。 据我们所知，尚未报告采用这种两步方法的任何行动。 这为废水处理开辟了一个新的领域，需要进一步研究应用于水生物学。

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   ** 图 10.1** 单循环水生系统 ** (a) ** 和分离水生系统中污泥处理的示意图 ** (b) **

   饲料的选择在这种情况下也很重要。 在以动物为基础的饲料中，主要成分部分仍然以动物来源（如鱼粉、骨粉）为基础，结合磷酸盐，例如磷灰石（来自骨粉），在酸性条件下很容易获得，而植物饲料则含有植物酸作为主要磷酸盐来源。 植物酸与磷灰石相比，例如磷灰石需要酶（植物酶）转化（Kumar 等人，2012 年），因此磷酸盐不是那么容易获得。

3. 10.3 有氧治疗

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   有氧处理通过支持污泥与氧气的接触来增强污泥的氧化。 在这种情况下，有机物的氧化主要是由异养微生物的呼吸驱动。 作为呼吸的最终产物 COSub2/Sub 被释放，如下所示（10.1）。

   6 美元时间 + 6\ O2\ 一氧化碳 6\ 二氧化碳 +6\ 高速公路 + 能源 (10.1)

   在有氧反应堆中，这一过程主要是通过将空气注入污泥-水混合物，与扩散器和螺旋桨相连的鼓风机相连。 空气喷射还可确保污泥的适当混合。

   在这一氧化过程中，释放与有机物结合的宏观营养素和微量营养素。 这个过程被称为有氧矿化。 因此，在矿化过程中可以再循环使用更多的营养物质，而一些营养物质，例如钠和氯化物，也可能超过其水培应用阈值，在施用前必须仔细监测（Rakocy 等人，2007 年）。 从 RAS 中的固体去除装置（例如澄清器或滤筒过滤器）中获得的有机物的有氧矿化是一种简单的方法，可以回收营养物质，用于后续应用。

   此外，在有氧消化过程中，pH 值降低，促进沉积在污泥中的结合矿物的矿化。 例如，Monsees 等人（2017 年）表明，由于 pH 值偏移，RAS 污泥中释放了 P。 pH 值下降主要是由呼吸驱动的，在较低程度上可能是硝化作用。

   由于通过矿化室的曝气和丰富的有机物，异养微生物找到了理想的生长条件。 这导致呼吸增加和释放 COSub2/Sub 溶解在水中。 COSub2/Sub 形成碳酸，从而降低工艺水的 pH 值，如以下公式所示：

   二氧化碳 {2 (g)} +2\ 二氧化氢\ 不锈钢氢-3 氧化碳 ^ ++ {六氧化碳 _3} ^-$ (10.2)

   RAS 衍生的废水通常含有 NHSub4/SuP+/SUP，另外还具有中性 pH 值约为 7，因为 RAS 中的 pH 值需要保持在该水平，以确保在生物过滤器内将 NHSub4/SuP+/SUP 最佳微生物转化为 NOSub3/Sub（即硝化）。 硝化过程可以通过将质子释放到工艺水中，从而有氧反应器起始阶段的 pH 值降低，如以下公式所示：

   $ {NH_4} ^+ + 2\ O_2\ rarr {NO_3} ^-+2\ H ^ +++2 氢氧气 + 能源 (10.3)

   这至少适用于 pH 值仍高于 6 的起始阶段。 在 pH 值 ≤ 6 时，硝化可能会显著减慢甚至停止（Ebeling 等人，2006 年）。 然而，这对矿化单位并不构成问题。

   在持续过程中，有氧矿化单元的 pH 值普遍下降是以沉淀矿物质作为磷酸钙的形式释放营养物质的主要驱动因素。 Monsees 等人（2017 年）指出，污泥中约 50% 的磷酸盐是酸溶性的，来自于采用含有鱼粉的标准饲料的 _Tilapia_RAS。 在这里，RAS 中约 80% 的磷酸盐由于清洁卧螺机和废弃污泥-水混合物而损失。 考虑到这一事实，矿化装置在水生应用中的巨大潜力变得清晰。

   有氧矿化的优点是维护低，不需要熟练的人员，也无需后续进行再氧化。 浓缩水可直接用于植物施肥，理想的情况是通过在线系统进行管理，以充分制备营养液。 与厌氧矿化相比，一个缺点是没有生产甲烷（Chen 等人，1997 年），而且，如前所述，由于需要持续曝气，能源需求较高。

   10.3.1 有氧矿化装置

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   ** 图 10.2** 以批量模式运行的有氧矿化装置示例。 矿化室（棕色）与出口室（蓝色）通过筛板分离，在矿化过程（强曝气）过程中被固体盖板覆盖，以防止堵塞和形成细颗粒。 来自澄清器或滚筒过滤器的富有有机水通过入口进入矿化装置。 矿化循环完成后，富含营养的无固体水通过出口将矿化装置输出，直接转移到水培装置，或保存在储罐中，直到需要

   有氧矿化装置的设计实例如图 10.2 所示。 入口通过阀门连接到固体去除装置，从而允许使用污泥和水混合物对矿化室进行不连续的补充。 矿化室通过压缩空气加气，以促进异养细菌的呼吸，并尽可能减少厌氧去硝化过程。 为了防止有机物质离开矿化室，筛板可以作为屏障。 理想情况下，在矿化过程中（曝气过程中），应使用第二个防渗盖板来覆盖筛子。 这样可以防止筛板堵塞，因为在重曝气过程中，有机材料会不断地靠着筛板移动。 在将富含营养的水从矿化室转移到水培装置之前，会停止曝气以使颗粒沉淀。 随后，盖板被拆除，营养丰富的水可以通过筛板，并通过出口离开矿室，如图 10.2 所示。 最后，盖板再次到位，矿化室用 RAS 衍生的污泥-水混合物重新灌装，矿化过程再次开始（即批处理过程）。

   矿化装置的体积应至少是澄清剂的两倍，以便持续进行矿化。 一个矿化周期可持续 5—30 天，具体取决于系统、有机负荷和所需的营养分布，并且必须针对每个单独的系统进行详细研究。 对于包括滚筒过滤器在内的系统，就像大多数现代 RAS 中的情况一样，矿化单元的尺寸必须根据滚筒过滤器每日或每周的污泥流出进行调整。 由于迄今为止尚未在实验设置中进行测试，因此目前不可能提出具体建议。

   10.3.2 实施

   图 10.3 提供了一个将有氧矿化装置纳入分离水生子系统的实例。 由于不需要进行前处理和后处理（例如再氧化），因此矿化装置可以直接放置在固体去除装置和水培床之间。 通过在矿化装置之前和之后安装阀门，可以不连续运行并按需向水培装置输送养分，但在许多情况下，需要额外的储存罐。 理想情况下，在将富含营养的水输送到水培单元后，将替换的水用新的污泥和固体去除装置中的水取代。 根据矿化装置的体积，需要注意的是，使用新的淤泥-水混合物进行补充可能会导致 pH 值再次增加，从而导致矿化过程中断。 通过增加矿化单元的尺寸，这种效应将得到缓冲。 Rakocy 等人（2007 年）对来自两个水产养殖系统的液体有机废物进行调查的研究表明，有氧矿化保留时间为 29 天，取得了巨大的成功。 然而，这也取决于矿化室内的 TS 含量、适用于 RAS 的饲料、温度以及水培单元内生产的植物的营养要求。

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   ** 图 10.3** 包括有氧矿化装置在内的分离式水生系统示意图。 水可以从 RAS 水循环或直接从矿化单元转移到营养储层

4. 10.4 厌氧治疗

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   厌氧消化 (AD) 长期以来一直被用于稳定和减少污泥质量过程，主要原因是操作简单，成本相对较低，以及生产沼气作为潜在能源。 厌氧消化的一般化学计量表示可以描述如下：

   美元人民币 +（正一个/4 个/2 个）\ cdot 高速度（2 个/2 个/8 个/4 个）\ cdot 二氧化碳 +（2 个/8 个/4 个）\ cdot CH4 美元（10.4 个）

   公式 10.4 沼气总体质量平衡 (马尔查伊姆 1992 年).

   理论甲烷浓度可计算如下：

   [瑞士 4] = 0.5 美元以上 (4 个国家/地区)/2 个国家元 (10.5 个国家)

   公式 10.5 沼气中的理论预期甲烷浓度 (马尔查伊姆 1992 年).

   AD 的最终产品主要是无机材料（例如矿物）、稍微降解的有机化合物和沼气，通常由\ > 55% 的甲烷 (CHSuB4/Sub) 和二氧化碳 (COSub2/Sub) 组成，只有少量的硫化氢 (\ 1%) 和总氨氮 (nHSub3/次级支助机构 +/上级/国家卫生保健方案 (上诉等人，2008 年)。

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   ** 图 10.4** 基于 Garcia 等人的有机物厌氧降解示意图（2000 年）

   在 AD 过程中，有机污泥的物理、化学和生物特性发生了很大的变化，并且在示意上可以分为四个阶段（图 10.4）。 第一阶段是水解，其中复杂的有机物，如脂质、多糖、蛋白质和核酸降解成可溶性有机物质（糖、氨基酸和脂肪酸）。 这一步一般被认为是限价（德布莱因和施泰因豪瑟 2010 年）。 在第二阶段，第一步形成的单体进一步分裂，挥发性脂肪酸（VFA）是由酸性（发酵）细菌以及氨、COSuB2/Sub、HSub2/Subs 和其他副产物产生的。 第三步是乙酸发生，其中 VFA 和醇被乙原进一步消化，主要产生乙酸以及 COSuB2/Sub 和 HSuB2/Sub。 这种转化在很大程度上受到混合物中 HSub2/Sub 的部分压力的控制。 最后一步是甲烷发生，甲烷主要由两组甲烷产生：乙营养古细菌（将乙酸分成甲烷和 COSub2/Sub）和氢遗传性古菌，后者使用氢作为电子供体，二氧化碳作为电子受体，产生甲烷（Appels及其他人，2008 年。

   污泥 pH 值、盐度、矿物成分、温度、装载速度、液压保持时间 (HRT)、碳氮 (C/N) 比和挥发性脂肪酸含量等各种因素影响了污泥的消化性和沼气生产（Khalid 等人，2011 年）。

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   ** 图 10.5** 上流厌氧污泥毯式反应堆 (UASB) 的方案

   RAS 的厌氧污泥处理开始大约 30 年前，有关淡水 RAS 污泥的报告（拉纳里和弗朗西，1998 年），随后是关于海洋的报告（阿尔比夫和范赖恩 1995 年；克拉斯等人，2006 年；麦克德莫特等人，2001 年）和咸水作业（格鲍尔和艾克布罗克布罗克，2006 年；米尔和 2008 年）。 最近，有人建议在 RAS 污泥中使用 UASB（图 10.5），然后生产沼气作为替代能源（Mirzoyan 等人，2010 年）。 反应堆由一个罐体制成，其中一部分装满了含有活性微生物物种的厌氧颗粒污泥毯。 污泥通过一个 “微生物垫” 向上流动，由厌氧微生物降解，产生沼气。 消化器顶部的倒锥沉淀器可以实现气液分离。 当沼气从浮石中释放时，由要收集的导流体定向到锥体。 反应器中混合缓慢的原因是向上流动加上附着在沼气气泡上的微生物絮凝体的自然移动。 在某些时候，浮液会离开气泡并沉降，从而使污水不受 TSS 的影响，然后再循环回收到系统或释放。 UASB 的主要优势是运营成本低，操作简单，同时为低 (1— 3%) TSS 含量的废物提供高 (\ > 92%) 的固体效率（Marchaim 1992；Yogev 等人，2017 年）。

   最近的两项案例研究表明，UASB 用作中试规模海洋和盐水 RAS 固体物质的处理，提供了一个例子，说明了该单元在水生学中的潜在优势（Tal 等人，2009 年；Yogev 等人，2017 年）。 对碳平衡的详细研究表明，大约 50% 的引入碳（来自饲料）通过鱼类同化和呼吸去除，10% 通过硝化生物反应器中的有氧生物降解去除，10% 在脱硝反应器中被去除（Yogev 等人，2017 年）。 因此，在 UASB 反应堆中，总体上约有 25% 的碳被引入，其中 12.5% 转化为甲烷，7.5% 转化为 COSub2/Sub，其余 (\ ~ 5%) 仍为不可降解的碳。 总之，结果表明，使用 UASB 可以实现更好的水循环（\ > 99%），与典型的 RAS 相比，污泥产量更小（\ 8%），而且能源回收占 RAS 总能量需求的 12%。 应当指出的是，在水生物中使用 UASB 还可以显著回收多达 50% 的营养物质，例如氮、磷和钾，因为它们由于固体生物降解而释放到水中（Goddek 等人，2018 年）。

   厌氧膜生物反应器 (AnmBR) 是一种更先进的技术。 主要工艺包括使用特殊的膜将固体从液体中分离出来，而不是像 UASB 那样使用滗水工艺。 污泥发酵发生在一个简单的厌氧罐中，污水通过膜离开。 根据膜孔径大小（降至 0.1—0.5 μm），甚至可以保留微生物。 膜生物反应器设计有两种：一种是在罐外使用侧流模式，另一种是将膜装置浸入罐中（图 10.6），后者由于其更紧凑的结构和更低的能耗，在 ANMBR 应用中更有利（Chang 2014）。 陶瓷或聚合物等不同材料的膜（例如聚氟乙烯（PVDF）、聚乙烯、聚醚磺酮（PES）、聚氯乙烯（PVC））可配置为板和框架、空心纤维或管状单元（Gander 等人，2000 年；黄等人，2010 年）。 与 UASB 等典型生物反应堆相比，ANMBR 具有几个显著的优势，即：（长）污泥保留时间（SRT）和（短）液压停留时间（HRT）去耦，因此可以克服 AD 过程动力学缓慢的问题；其中大多数营养物质仍然存在，除去病原体和少量足迹（贾德和贾德 2008 年）。 此外，在 ANMBR 中高效生产沼气可能会产生净能源平衡。

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   ** 图 10.6** (a) 带有独立过滤装置的侧流 MBR，将留下的液体回收回生物反应器；(b) 浸没式 MBR：集成在生物反应器中的过滤装置。 (甘德等人, 2000 年)

   虽然这项技术值得大量关注和研究，但应该指出，由于它是一种相当新的技术，在水产养殖业采用 ANMBR 之前，仍然有几个重大的缺点需要解决。 这些因素是由于膜维护以防止生物污染、定期更换膜以及沼气中的二氧化碳 (Sub2/Sub2/Sub) 分数高 (30— 50%)，从而限制了其利用并促成温室气体排放 (CUI 等人, 2003 年)。 一个积极的方面是，在不久的将来，将开发新的生物污染预防技术，而随着这种技术的广泛使用，薄膜成本肯定会下降。 为了去除有机碳和氮，已成功地研究了 UASB 与膜反应器相结合以过滤 UASB 的废水（An 等人，2009 年）。 这种组合似乎是一个有希望的选择，可以安全和卫生地使用 UASB 废水。

   10.4.1 实施

   实施厌氧反应堆的一个可能解决办法是按顺序进行（另见 第 8 章）。 “高 pH 值 — 低 pH 值” 组合允许在第一个高 pH 值阶段收集甲烷（从而减少碳），并在随后的低 pH 值环境中调动脱碳污泥中的养分。 这种方法的优点在于，在高 pH 值条件下，碳还原可以减少 VFA，这可以在低 pH 值第二步中发生（图 10.7）。 这种方法还允许共同消化绿色植物物质 (即从任何收获的植物中，会有废弃的营养物质可以通过这种消化物)，以增加沼气产量和从整个计划中回收养分。

   另一种技术集成可能性由 Ayre 等人（2017 年）提出。 他们建议将高 pH 值厌氧消化器的废水排放到藻类养殖池中。 在这个池塘中，藻类生长，其生物量可用于动物 — 水产养殖饲料或生物受精（图 10.8）。 关于这种方法的更详细信息可见 第 11 章。

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   ** 图 10.7** 两级厌氧系统。 在第一阶段（高 pH 值），碳将作为沼气从污泥中去除，而第二阶段的低 pH 值允许被困在污泥中的营养物质在水中溶解。 通常，挥发性脂肪酸 (VFA) 会在低 pH 值环境中形成。 然而，在第一阶段去除碳源，限制了在这种顺序设置中 VFA 的生产

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   ** 图 10.8** 基于 Ayre 等人的水产养殖和藻类养殖的厌氧消化系统（2017 年）

5. 10.5 污泥减少和矿化性能的量化方法

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   为了确定有氧和厌氧生物反应器中水生污泥处理的消化情况，需要采用一种具体的方法。 本章介绍了一种适用于水生污泥处理目的的方法。 已经开发出了特定的方程来精确量化其性能（Dellaide 等人，2018 年），这些方程应用于评估在特定水生植物中应用的处理性能。

   为了评估治疗的性能，需要实现质量平衡方法。 它要求确定所有反应堆投入 (即新鲜污泥) 和输出 (即废水) 的 TSS、COD 和营养质量。 还需要在研究期间的开始和结束时对反应堆含量进行取样。 反应堆的输入、输出和内容必须完全混合，以便取样。 反应堆输入和输出基本上应在每次向反应堆装入新的污泥时进行采样。

   然后，反应堆污泥还原性能 () 可以制定如下：

   $\ eta_s = 100%（1-（\ 增量 S + S_ {输出}）/S_ {in}）$ (10.6)

   其中 ΔS 是研究周期结束时反应堆内的污泥减去周期开始时的污泥，Ssubout/Sub 是排出反应堆的总污泥，Ssub/Sub 是通过流入进入反应堆的总污泥。

   就有机还原而言，污泥（即 S 术语）可以表现为污泥的干质量（即 TSS）或氧化污泥所需的氧质量（即 COD）。 因此，对于 COD 和 TSS 还原性能，累积越小，流出量越小，还原性能就越高（即高百分比），从循环中排出的固体物质就越少。

   根据相同的质量平衡，处理的营养成分矿化性能 ()，即将污泥中存在的宏观营养元素和微量营养素转化为可溶性离子，可使用以下公式：

   $\ Zeta_n = 100% (((DN_ {输出}-DN_ {in})/(TN_ {in})) $ (10.7)

   其中是研究周期结束时 N 营养素的回收百分比，DNSubout/Sub 是流出中溶解营养物质的总质量，DNSub/Sub 是流入中溶解营养物质的总质量，TNsub/Sub 是流入中溶解和未溶解营养物质的总质量。

   因此，与有机还原性能相似，反应堆内的积累越小，外流中未溶解的营养素含量就越高，矿化性能就越高（即高百分比），因此水生作物在废水（或流出）中回收的溶解营养物质受精（见例 10.1）。 示例框中使用了显示的质量平衡方程。

   ** 示例 10.1**

   对 250-L 厌氧生物反应器的消化性能进行了 8 周的评估。 每天喂入一次，25 升的新鲜污泥来自 Tilapia RAS 系统，并从生物反应器中去除等效的上清体积（或输出量）。 新鲜污泥（输入）的 TSS 为每升 10 克干质量（DM）或 1%，上清剂（输出）的 TSS 为 1 GDM/L 或 0.1%。 生物反应器内部的 TSS 在该期间开始和结束时为 20 GDM/L，因此，评估期间内的 DM 输入、输出和生物反应器内部的总量计算如下：

   DM 在 = 0.01 公斤/LD 美元\ 倍 25 升\ 倍 $7 天\ 次 $8 周 = 14 公斤

   马克输出 = 0.001 公斤/ld $\ 次 $25 升\ 倍 $7 天\ 次 $8 周 = 1.4 公斤

   马克至 = 马克塔夫 = 250 公升\ 倍 0.02 公斤/升 = 5 公斤

   生物反应器的 TSS 还原性能（**** TSS）可计算如下：

   $\ 粗体 {\ eta} _ {TSS} = 100% (1 ((5) +1.4) /14) = 90\ %$

   可以评估生物反应器 P 矿化性能，知道新鲜污泥（投入物）的溶解 P 浓度为 15 毫克/升，总 P 含量为 90 毫克/升，上清液中溶解 P 浓度为 20 mg/L，因此输入中的总 P 含量、总含量评估期内投入和产出中的溶解 P 计算如下:

   目标价格 = 0.090 克/兰德美元\ 倍 25 升\ 倍 $7 天\ 次 $8 周 = 126 千克

   DP 在 = 0.015 克/卢兹美元\ 次 $25 升\ 倍 $7 天\ 次 $8 周 = 21 公斤

   DP 出口 = 0.020 克/兰德 $\ 次 $25 升\ 倍 $7 天\ 次 $8 周 = 28 公斤

   生物反应器的 P 矿化性能 (Subp/Sub) 可计算如下：

   澳大利亚元 = 100% ((28-21)/(126-21)) = 6.67% 美元

6. 10.6 结论

   Original publication 2019 · 首次发布于 FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   减少和养分回收的鱼污泥处理正处于早期实施阶段。 需要进一步的研究和改进，并将看到循环经济日益关注的一天。 事实上，鱼类污泥需要更多地被视为一种宝贵的来源，而不是一次性废物。