H-A-O工艺强化脱氮及系统内污泥减量的研究
彭永臻1，高永青1，张晶宇1，王淑莹1，王建龙1, 2
(1. 北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室，北京 100124；
2. 北京建筑工程学院 环境与能源工程学院，北京 100044)
摘要：为提高生活污水传统处理工艺反硝化脱氮能力并在系统内部实现污泥减量，设计水解酸化-缺氧-好氧(H-A-O)生物脱氮及污泥减量组合工艺。试验采用连续运行方式，以实际生活污水为对象，进水化学需氧量(COD)为220~410 mg/L，进水NH4+-N质量浓度为36~58 mg/L，硝化液回流比(r)为300%。试验结果表明：水解酸化作用使原水的可生化性提高60%；系统在无外加碳源和碱度条件下，COD，NH4+-N和TN的去除率分别达到90%，95%和74%，其中总氮(TN)去除效果提高12%；当以污泥水解酸化出水和生活污水作为反硝化碳源时，最大NO3--N反硝化速率分别为0.75 mg/min和0.66 mg/min；H-A-O系统利用水解酸化作用实现剩余污泥减量为37%，同时提高系统的脱氮效果。
关键词：
中图分类号：X703.1 文献标志码：A 文章编号：1672-7207(2011)06-1813-06
Enhanced nitrogen removal and internal sludge reduction by H-A-O technology
PENG Yong-zhen1, GAO Yong-qing1, ZHANG Jing-yu1, WANG Shu-ying, WANG Jian-long1, 2
(1. Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering,
Beijing University of Technology, Beijing 100124, China;
2. Beijing University of Civil Engineering and Architecture,
School of Environmental and Energy Engineering, Beijing 100044, China)
Abstract: A hydrolysis-anoxic-oxidation (H-A-O) combined system for enhanced nitrogen removal and waste activated sludge (WAS) reduction within the process was designed. This combined system was conducted continuously, and domestic wastewater was treated. Influent chemical oxygen demand (COD) and NH4+-N concentration were 220-410 mg/L and 36-58 mg/L, and the ratio of nitrification liquid return (r) was 300%. Experiment results indicate that domestic wastewater biodegradability increases by 60% under the function of hydrolysis and acidification. Without external C-source and alkalinity addition, COD, NH4+-N and TN removal efficiency in this system reach 90%, 95% and 74%, where total nitrogen (TN) removal efficiency increases by 12%. When WAS hydrolysis effluent and domestic wastewater are used as denitrifiction C-source respectively, the average maximum NO3--N denitrification rate reaches 0.75 mg/min and 0.66 mg/min. Finally, sludge reduction rate by hydrolysis and acidification technology in H-A-O system reaches 37%. It can be concluded that nitrogen removal efficiency is enhanced.
Key words: hydrolysis and acidification; nitrogen removal; sludge reduction
国内多数污水处理厂采用传统的活性污泥法污水处理率接近70%，但是，进一步提高传统工艺的脱氮除磷效率却成为了多数污水处理过程中的瓶颈。同时，随着有机物去除效率的逐渐提高，剩余污泥产量也在大幅度增长，剩余污泥的处理与处置则成为现有污水处理厂亟待解决的另一个重点问题。污泥成分复杂，含有大量有毒有害物质，很容易造成二次污染。存在于污泥中的大量有机碳源倍受国内外研究者的关 注[1-4]。污泥中的有机成分很高，碳水化合物占50.2%，蛋白质占26.7%，脂肪占20.0%[5]。水解酸化技术可以使污泥中的有机碳源转化为溶于水的小分子形态，主要有热水解[6]、碱法水解[7]、酸法水解[8]、投加化学试剂催化水解[9]及超声微波法水解[10]等。水解酸化技术可以提高废水的可生化性，降低污泥产率，节省能 耗[11-14]。污泥水解酸化不仅可以降低污泥量，溶出的有机碳源还可以作为进一步提高脱氮除磷效率的补充碳源[15-17]。Kampas等[18]将浓缩后的剩余污泥进行机械破碎后得到挥发性有机酸(VFA)和化学需要量(COD)最大质量浓度可达850 mg/L和6 530 mg/L。为了强化脱氮除磷工艺，一些污水厂已经采用初沉污泥水解酸化方法补充COD碳源[19]。Cecchi等[20]认为生活垃圾中可生物降解的有机部分发酵产生的有机酸可以用来强化生物脱氮除磷系统，并且还具有经济优势。Biradar等[21]在采用污泥机械破碎产生的COD进行反硝化研究时发现，当COD与总氮(TN)的质量比为7时，硝酸盐反硝化去除率可达到100%。A-O工艺是目前大型污水处理厂应用最广泛的一种脱氮工艺[22]，然而，生活污水C/N较低，使得A-O工艺反硝化过程中碳源不足，反硝化不彻底。因此，本文作者将水解酸化工艺(H)和传统A-O工艺组合为新的H-A-O工艺，并在该组合系统内考察了实际生活污水强化脱氮及系统内污泥减量。在其他小试规模和配水试验研究基础上，本试验采用较大型的污泥水解酸化反应器，并将污泥碳源直接应用于传统A-O反应器，实现污泥与污水一体化处理，为水解酸化技术在污泥减量和污泥碳源开发方面的实际应用提供参考。
1 材料与方法
1.1 试验材料
图1所示为工艺流程。如图1所示，水解酸化柱为升流式复合反应器(图2)，从下而上分为悬浮区(7 L)、沉淀区(4 L)和强化区(13 L)，总体积为24 L。A-O池有效体积为54 L，A1~A3为缺氧区，O1~O6为好氧区，其体积比为1:4。A-O反应器中悬浮固体质量浓度(MLSS)维持在3 000 mg/L左右。硝化液和部分剩余污泥回流至A1缺氧区。本实验所用污水为北京工业大学教职工家属区的生活污水，该实际生活污水水质如表1所示。
1.2 试验方法
连续试验分为2个运行阶段：第1阶段，生活污水从酸化柱底部进入系统，柱中水力停留时间(tHRT)为3.5 h，污泥停留时间(tSRT)为40 d，ρMLSS为3.0~3.5 g/L，A-O中tHRT为8 h，tSRT为12 d，r为300%，污泥回流比(R)为50%，各好氧区溶解氧质量浓度ρDO在0.7~3.0 mg/L之间；在第2阶段，将剩余污泥和生活污水同时打入酸化柱，生活污水进水流量与阶段1相同，柱中tHRT为2.4 h，tSRT为20 d，柱中ρMLSS为8.5~10.0 g/L，A-O中ρDO在0.7~4.2 mg/L之间。试验期间系统无外加碳源和碱度。
反硝化速率测定试验为批式试验，在有效容积均为1 L的反应器内进行，温度为(25±1) ℃，无控制pH，采用磁力搅拌器搅拌。接种污泥取自A-O反应器缺氧区，所用污水为实际生活污水，污泥酸化液为连续试验中酸化柱第2阶段的出水。
图1 H-A-O工艺流程
Fig.1 H-A-O system schematic layout
表1 生活污水基本参数
Table 1 Characteristics of domestic wastewater mg?L-1
1.3 分析方法
水样经过滤后立即测定，最终数据为多次测定的平均值。采用重铬酸钾法测定COD质量浓度；采用纳氏试剂分光光度法测定NH4+-N质量浓度；采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定NO2--N质量浓度；采用麝香草酚分光光度法测定NO3--N质量浓度；采用滤纸称量法测定MLSS质量浓度；采用WTW DO pH测定仪测定pH，DO和温度；采用BOD5测定仪测定BOD5质量浓度；采用总有机碳(TOC)分析仪(Multi NC3100)测定总有机碳质量浓度。
2 试验结果与讨论
2.1 生活污水可生化性的提高
废水的可生物利用性即可生化性一般用5日生化需氧量ρ(BOD5)与ρ(COD)来间接反映。城市生活污水本身已具有可生化性较好的特点，ρ(BOD5)/ρ(COD)一般在0.3~0.5之间。在本试验第1阶段，生活污水经过水解酸化后可生化性仍有明显提高。图2所示为生活污水水解酸化过程中的可生化性变化。由图2可见：生活污水ρ(BOD5)/ρ(COD)由进水处的0.5提高至酸化柱出水时的0.8，生活污水可生化性在水解酸化柱中随高度的升高而呈线性提高。这说明厌氧微生物将不溶性的大分子有机物质通过水解作用转化成溶解性的、易生物降解的小分子物质释放到了水体中[23]。
水解酸化反应器底部为泥水混合区；中部为沉淀区，通过反应器变直径作用帮助实现泥水分离；反应器上部有生物膜纤维填料，对泥水分离和水解酸化效果进行强化。因此，生活污水可生化性沿反应器高度而逐渐增强。从水解酸化反应器底部的混合区到中部的沉淀区ρ(TOC)/ρ(COD)呈线性增大，由0.47增大至0.74，这说明污泥中的有机物质逐渐以溶解性有机碳形式溶出，且有机物溶出速率大于消耗速率。在反应器上部和出水位置ρ(TOC)/ρ(COD)略有下降，最终维持在0.7左右。ρ(TOC)/ρ(COD)下降可能是由于在生物膜强化区，泥水混合物浓度已经很低，生物膜微生物可利用的污泥底物急剧减少，导致此时有机物的溶出速率小于厌氧微生物对有机物的消耗速率。在出水位置，由于微生物浓度很低，几乎没有有机物的溶出和消耗现象。最终酸化柱出水ρ(BOD5)/ρ(COD)和ρ(TOC)/ρ(COD)比原生活污水分别增大了60%和48.9%。
图2 生活污水水解酸化过程中的可生化性变化
Fig.2 Variation of wastewater biodegradability during hydrolysis procedure
2.2 H-A-O系统对有机物的去除
厌氧处理多用于处理难降解废水及高浓度废水中的有机物。在H-A-O系统中，水解酸化反应器对BOD5和TOC的去除率低于10%。A-O反应器对有机物的去处效果如图3所示。在2个不同运行阶段的稳定状况下，A-O反应器中COD去除率没有明显变化。在整个试验过程中，当进水ρ(COD)在220~410 mg/L范围内波动时，COD去除率稳定在90%左右，出水ρ(COD)在31~67 mg/L范围内。由图3可见：当进水水质相同时，A-O反应器在第2试验阶段时的出水水质受进水波动影响较小(60 d以后)，而在第1阶段出水波动较大(60 d前)。这说明H-A-O组合工艺虽然没有明显提高COD去除率，却增强了系统运行的稳定性及抗冲击能力。这是由于在试验第2阶段，部分剩余污泥水解酸化为后续A-O反应器脱氮补充了极易生物利用的碳源，并且原生活污水中的小部分难降解有机物也被水解酸化为易利用碳源。因此，出水水质更加稳定。
图3 COD去除率随时间的变化
Fig.3 Variation of COD removal efficiency on time
2.3 H-A-O系统脱氮效果分析
图4所示为NH4+-N和TN的去除率。由图4可见：第2阶段将剩余污泥打入水解酸化反应器后，未投加碱度和其他外碳源，系统脱氮效率明显提高。污泥水解酸化不仅会溶出COD，还会释放出污泥微生物细胞中的部分N和P。系统在前后2个运行阶段中NH4+-N去除率一直高于95%，出水NH4+-N质量浓度低于3 mg/L，A-O反应器没有受到NH4+-N负荷增大的影响。试验第1阶段，由于生活污水中没有其他形式碳源作为补充，所以TN平均去除率只有62%左右，TN去除效果波动很大(60 d以前)；在第2阶段，剩余污泥水解酸化产生的碳源为A-O反应器脱氮过程补充了碳源，并且剩余污泥所携带的少量NO3--N进入酸化柱后迅速被反硝化，这也促进了脱氮效率的提高。第2阶段TN平均去除率提高至74%左右，去除效果稳定(60 d以后)。说明通过对污泥进行水解酸化不仅提高了NH4+-N和TN的去除率，还强化了系统脱氮的稳 定性。
为进一步了解污泥水解酸化碳源强化H-A-O系统脱氮效果的原因，分别以生活污水和第二阶段的水解酸化反应器出水为碳源，在相同条件下进行了反硝化试验。初始ρ(COD)均为270 mg/L，NO3--N质量浓度均为35 mg/L，生活污水和水解酸化反应器出水水质组成如图5所示。从图5可见：2种水质中均是VFA和蛋白质所占比例最高，其中酸化出水中VFA比例占总TOC的47.2%，比生活污水中的VFA比例高出14%左右，而蛋白质和多糖比例分别比生活污水中低15%和5%左右。酸化出水中其他有机碳组分(油脂、长链脂肪酸等)明显比生活污水中多。
图4 NH4+-N和TN的去除率
Fig.4 Removal efficiency of NH4+-N and TN
不同水质作为碳源时的反硝化速率如图6所示。从图6可见：生活污水的初始NO3--N反硝化速率为0.79 mg/min，酸化出水的初始NO3--N反硝化速率为0.75 mg/min；在反应前40 min，酸化出水的反硝化速率恒定为0.73 mg/min，40 min后反硝化速率开始以0.018 mg/min2的速度呈线性下降，直到60 min一直以0.012 mg/min2的速度呈线性下降，90 min后时反应趋于结束。而生活污水反硝化速率在前60 min一直以0.012 mg/min2的速度呈线性下降，60 min后反硝化速率低于0.1 mg/min，直到150 min时反应趋于结束。由此说明，酸化出水中容易被微生物所利用的有机底物比原生活污水中要丰富得多，在前40 min内，随着反硝化的进行，酸化出水中仍存在充足的易生物利用碳源，而生活污水中的易生物利用碳源却在急剧减少并逐渐匮乏，以至于反硝化速率一直呈线性减小。H-A-O系统通过水解酸化作用为反硝化提供了较大比例的易生物利用碳源，使脱氮速率明显提高。
图5 不同水质中有机物质组成
Fig.5 Proportion of organic materials in domestic wastewater and hydrolysis effluent
图6 不同碳源来源时的反硝化速率
Fig.6 Denitrification rate with different C-source origins
2.4 剩余污泥减量作用
试验第2阶段，水解酸化反应器中污泥量变化如图7所示。从图7可见：将二沉池部分剩余污泥打入酸化柱处后，随污泥回流量的增加，水解酸化系统中污泥量逐渐增加，此时水解酸化柱对污泥的处理能力相对较低。前 21 d内污泥减少量很少，每天不到1 g，污泥回流引起系统中m(挥发性固体)/m(总固体)逐渐增大。第28 d时，水解酸化反应器对污泥的减量作用逐渐增强，每日污泥减少量逐渐增多，第49 d时每日污泥减少量增至8 g左右；但随着回流污泥的连续进入，m(挥发性固体)/m(总固体)在第49 d增大至最大值70.5%；49 d之后水解酸化反应器对污泥的减量作用趋于稳定，在污泥回流量基本恒定时，每日污泥减少量恒定在11.1 g左右，并且m(挥发性固体)/m(总固体)开始逐渐减小，在第105 d时已减小到63.5%。这表明H-A-O系统已逐步实现剩余污泥内部循环减量，系统稳定后污泥减量率达到37%左右。
图7 水解酸化反应器中污泥量变化
Fig.7 Changes of sludge quantity in hydrolysis reactor
3 结论
(1) H-A-O系统中的水解酸化作用将生活污水的可生化性由0.5提高到0.8左右。
(2) H-A-O系统中COD和NH4+-N去除率一直高于90%和95%。水解酸化作用提高了A-O反应器有机物去除效果的稳定性及抗冲击负荷能力。
(3) H-A-O系统通过对部分剩余污泥的水解酸化作用为A-O反应器提供了反硝化碳源，TN去除率达到了74%，与不采用污泥碳源时相比提高了12%。以污泥酸化出水为碳源时，平均最大NO3--N反硝化速率达到0.75 mg/min，而生活污水只有0.66 mg/min。
(4) 通过水解酸化作用剩余污泥减量达到37%，实现了剩余污泥系统内减量及利用。
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(编辑 陈爱华)
收稿日期：2010-05-25；修回日期：2010-07-15
基金项目：国家自然科学基金资助项目(50808128)；北京高校人才强教计划高层次人才资助项目(PHR20090502)；北京市教委科技创新平台项目(PXM2008_014204_050843)
通信作者：彭永臻(1949-)，男，黑龙江哈尔滨人，教授，从事污水生物脱氮除磷及其过程控制方面的研究；电话：010-67392627；E-mail：pyz@bjut.edu.cn
