H-A-O工藝強化脫氮及系統內污泥減量的研究

彭永臻，高永青，張晶宇，王淑瑩，王建龍,

(1. 北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室，北京 100124；2. 北京建筑工程學院 環境與能源工程學院，北京 100044)

國內多數污水處理廠采用傳統的活性污泥法污水處理率接近70%，但是，進一步提高傳統工藝的脫氮除磷效率卻成為了多數污水處理過程中的瓶頸。同時，隨著有機物去除效率的逐漸提高，剩余污泥產量也在大幅度增長，剩余污泥的處理與處置則成為現有污水處理廠亟待解決的另一個重點問題。污泥成分復雜，含有大量有毒有害物質，很容易造成二次污染。存在于污泥中的大量有機碳源倍受國內外研究者的關注[1-4]。污泥中的有機成分很高，碳水化合物占50.2%，蛋白質占26.7%，脂肪占20.0%[5]。水解酸化技術可以使污泥中的有機碳源轉化為溶于水的小分子形態，主要有熱水解[6]、堿法水解[7]、酸法水解[8]、投加化學試劑催化水解[9]及超聲微波法水解[10]等。水解酸化技術可以提高廢水的可生化性，降低污泥產率，節省能耗[11-14]。污泥水解酸化不僅可以降低污泥量，溶出的有機碳源還可以作為進一步提高脫氮除磷效率的補充碳源[15-17]。Kampas等[18]將濃縮后的剩余污泥進行機械破碎后得到揮發性有機酸(VFA)和化學需要量(COD)最大質量濃度可達850 mg/L和6 530 mg/L。為了強化脫氮除磷工藝，一些污水廠已經采用初沉污泥水解酸化方法補充COD碳源[19]。Cecchi等[20]認為生活垃圾中可生物降解的有機部分發酵產生的有機酸可以用來強化生物脫氮除磷系統，并且還具有經濟優勢。Biradar等[21]在采用污泥機械破碎產生的COD進行反硝化研究時發現，當 COD與總氮(TN)的質量比為 7時，硝酸鹽反硝化去除率可達到 100%。A-O工藝是目前大型污水處理廠應用最廣泛的一種脫氮工藝[22]，然而，生活污水C/N較低，使得A-O工藝反硝化過程中碳源不足，反硝化不徹底。因此，本文作者將水解酸化工藝(H)和傳統A-O工藝組合為新的H-A-O工藝，并在該組合系統內考察了實際生活污水強化脫氮及系統內污泥減量。在其他小試規模和配水試驗研究基礎上，本試驗采用較大型的污泥水解酸化反應器，并將污泥碳源直接應用于傳統A-O反應器，實現污泥與污水一體化處理，為水解酸化技術在污泥減量和污泥碳源開發方面的實際應用提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

圖1所示為工藝流程。如圖1所示，水解酸化柱為升流式復合反應器(圖 2)，從下而上分為懸浮區(7 L)、沉淀區(4 L)和強化區(13 L)，總體積為24 L。A-O池有效體積為 54 L，A1～A3為缺氧區，O1～O6為好氧區，其體積比為 1:4。A-O反應器中懸浮固體質量濃度(MLSS)維持在3 000 mg/L左右。硝化液和部分剩余污泥回流至A1缺氧區。本實驗所用污水為北京工業大學教職工家屬區的生活污水，該實際生活污水水質如表1所示。

1.2 試驗方法

連續試驗分為2個運行階段：第1階段，生活污水從酸化柱底部進入系統，柱中水力停留時間(tHRT)為3.5 h，污泥停留時間(tSRT)為40 d，ρMLSS為3.0～3.5 g/L，A-O中tHRT為8 h，tSRT為12 d，r為300%，污泥回流比(R)為50%，各好氧區溶解氧質量濃度ρDO在0.7～3.0 mg/L之間；在第2階段，將剩余污泥和生活污水同時打入酸化柱，生活污水進水流量與階段1相同，柱中tHRT為2.4 h，tSRT為20 d，柱中ρMLSS為8.5～10.0 g/L，A-O中ρDO在0.7～4.2 mg/L之間。試驗期間系統無外加碳源和堿度。

反硝化速率測定試驗為批式試驗，在有效容積均為1 L的反應器內進行，溫度為(25±1) ℃，無控制pH，采用磁力攪拌器攪拌。接種污泥取自A-O反應器缺氧區，所用污水為實際生活污水，污泥酸化液為連續試驗中酸化柱第2階段的出水。

圖1 H-A-O工藝流程Fig.1 H-A-O system schematic layout

表1 生活污水基本參數Table 1 Characteristics of domestic wastewater mg·L-1

1.3 分析方法

水樣經過濾后立即測定，最終數據為多次測定的平均值。采用重鉻酸鉀法測定 COD質量濃度；采用納氏試劑分光光度法測定 NH4+-N質量濃度；采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定 NO2--N 質量濃度；采用麝香草酚分光光度法測定 NO3--N質量濃度；采用濾紙稱量法測定MLSS質量濃度；采用WTW DO pH測定儀測定pH，DO和溫度；采用BOD5測定儀測定BOD5質量濃度；采用總有機碳(TOC)分析儀(Multi NC3100)測定總有機碳質量濃度。

2 試驗結果與討論

2.1 生活污水可生化性的提高

廢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)與ρ(COD)來間接反映。城市生活污水本身已具有可生化性較好的特點，ρ(BOD5)/ρ(COD)一般在0.3～0.5之間。在本試驗第1階段，生活污水經過水解酸化后可生化性仍有明顯提高。圖2所示為生活污水水解酸化過程中的可生化性變化。由圖2可見：生活污水ρ(BOD5)/ρ(COD)由進水處的0.5提高至酸化柱出水時的0.8，生活污水可生化性在水解酸化柱中隨高度的升高而呈線性提高。這說明厭氧微生物將不溶性的大分子有機物質通過水解作用轉化成溶解性的、易生物降解的小分子物質釋放到了水體中[23]。

水解酸化反應器底部為泥水混合區；中部為沉淀區，通過反應器變直徑作用幫助實現泥水分離；反應器上部有生物膜纖維填料，對泥水分離和水解酸化效果進行強化。因此，生活污水可生化性沿反應器高度而逐漸增強。從水解酸化反應器底部的混合區到中部的沉淀區ρ(TOC)/ρ(COD)呈線性增大，由0.47增大至0.74，這說明污泥中的有機物質逐漸以溶解性有機碳形式溶出，且有機物溶出速率大于消耗速率。在反應器上部和出水位置ρ(TOC)/ρ(COD)略有下降，最終維持在0.7左右。ρ(TOC)/ρ(COD)下降可能是由于在生物膜強化區，泥水混合物濃度已經很低，生物膜微生物可利用的污泥底物急劇減少，導致此時有機物的溶出速率小于厭氧微生物對有機物的消耗速率。在出水位置，由于微生物濃度很低，幾乎沒有有機物的溶出和消耗現象。最終酸化柱出水 ρ(BOD5)/ρ(COD)和ρ(TOC)/ρ(COD)比原生活污水分別增大了 60%和48.9%。

圖2 生活污水水解酸化過程中的可生化性變化Fig.2 Variation of wastewater biodegradability during hydrolysis procedure

2.2 H-A-O系統對有機物的去除

圖3 COD去除率隨時間的變化Fig.3 Variation of COD removal efficiency on time

厭氧處理多用于處理難降解廢水及高濃度廢水中的有機物。在H-A-O系統中，水解酸化反應器對BOD5和TOC的去除率低于10%。A-O反應器對有機物的去處效果如圖3所示。在2個不同運行階段的穩定狀況下，A-O反應器中COD去除率沒有明顯變化。在整個試驗過程中，當進水ρ(COD)在220～410 mg/L范圍內波動時，COD去除率穩定在 90%左右，出水ρ(COD)在31～67 mg/L范圍內。由圖3可見：當進水水質相同時，A-O反應器在第2試驗階段時的出水水質受進水波動影響較小(60 d以后)，而在第1階段出水波動較大(60 d前)。這說明H-A-O組合工藝雖然沒有明顯提高 COD去除率，卻增強了系統運行的穩定性及抗沖擊能力。這是由于在試驗第2階段，部分剩余污泥水解酸化為后續A-O反應器脫氮補充了極易生物利用的碳源，并且原生活污水中的小部分難降解有機物也被水解酸化為易利用碳源。因此，出水水質更加穩定。

2.3 H-A-O系統脫氮效果分析

圖4所示為NH4+-N和TN的去除率。由圖4可見：第2階段將剩余污泥打入水解酸化反應器后，未投加堿度和其他外碳源，系統脫氮效率明顯提高。污泥水解酸化不僅會溶出COD，還會釋放出污泥微生物細胞中的部分N和P。系統在前后2個運行階段中NH4+-N去除率一直高于95%，出水NH4+-N質量濃度低于3 mg/L，A-O反應器沒有受到NH4+-N負荷增大的影響。試驗第1階段，由于生活污水中沒有其他形式碳源作為補充，所以TN平均去除率只有62%左右，TN去除效果波動很大(60 d以前)；在第2階段，剩余污泥水解酸化產生的碳源為 A-O反應器脫氮過程補充了碳源，并且剩余污泥所攜帶的少量 NO3--N進入酸化柱后迅速被反硝化，這也促進了脫氮效率的提高。第 2階段TN平均去除率提高至74%左右，去除效果穩定(60 d以后)。說明通過對污泥進行水解酸化不僅提高了NH4+-N和TN的去除率，還強化了系統脫氮的穩定性。

圖4 NH4+-N和TN的去除率Fig.4 Removal efficiency of NH4+-N and TN

為進一步了解污泥水解酸化碳源強化 H-A-O系統脫氮效果的原因，分別以生活污水和第二階段的水解酸化反應器出水為碳源，在相同條件下進行了反硝化試驗。初始ρ(COD)均為270 mg/L，NO3--N質量濃度均為35 mg/L，生活污水和水解酸化反應器出水水質組成如圖5所示。從圖5可見：2種水質中均是VFA和蛋白質所占比例最高，其中酸化出水中VFA比例占總TOC的47.2%，比生活污水中的VFA比例高出14%左右，而蛋白質和多糖比例分別比生活污水中低15%和5%左右。酸化出水中其他有機碳組分(油脂、長鏈脂肪酸等)明顯比生活污水中多。

圖5 不同水質中有機物質組成Fig.5 Proportion of organic materials in domestic wastewater and hydrolysis effluent

圖6 不同碳源來源時的反硝化速率Fig.6 Denitrification rate with different C-source origins

不同水質作為碳源時的反硝化速率如圖6所示。從圖6可見：生活污水的初始NO3--N反硝化速率為0.79 mg/min，酸化出水的初始NO3--N反硝化速率為0.75 mg/min；在反應前40 min，酸化出水的反硝化速率恒定為0.73 mg/min，40 min后反硝化速率開始以0.018 mg/min2的速度呈線性下降，直到60 min一直以0.012 mg/min2的速度呈線性下降，90 min后時反應趨于結束。而生活污水反硝化速率在前 60 min一直以0.012 mg/min2的速度呈線性下降，60 min后反硝化速率低于0.1 mg/min，直到150 min時反應趨于結束。由此說明，酸化出水中容易被微生物所利用的有機底物比原生活污水中要豐富得多，在前40 min內，隨著反硝化的進行，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卻在急劇減少并逐漸匱乏，以至于反硝化速率一直呈線性減小。H-A-O系統通過水解酸化作用為反硝化提供了較大比例的易生物利用碳源，使脫氮速率明顯提高。

2.4 剩余污泥減量作用

試驗第2階段，水解酸化反應器中污泥量變化如圖7所示。從圖7可見：將二沉池部分剩余污泥打入酸化柱處后，隨污泥回流量的增加，水解酸化系統中污泥量逐漸增加，此時水解酸化柱對污泥的處理能力相對較低。前 21 d內污泥減少量很少，每天不到1 g，污泥回流引起系統中 m(揮發性固體)/m(總固體)逐漸增大。第28 d時，水解酸化反應器對污泥的減量作用逐漸增強，每日污泥減少量逐漸增多，第49 d時每日污泥減少量增至8 g左右；但隨著回流污泥的連續進入，m(揮發性固體)/m(總固體)在第49 d增大至最大值70.5%；49 d之后水解酸化反應器對污泥的減量作用趨于穩定，在污泥回流量基本恒定時，每日污泥減少量恒定在11.1 g左右，并且m(揮發性固體)/m(總固體)開始逐漸減小，在第105 d時已減小到63.5%。這表明H-A-O系統已逐步實現剩余污泥內部循環減量，系統穩定后污泥減量率達到37%左右。

圖7 水解酸化反應器中污泥量變化Fig.7 Changes of sludge quantity in hydrolysis reactor

3 結論

(1) H-A-O系統中的水解酸化作用將生活污水的可生化性由0.5提高到0.8左右。

(2) H-A-O系統中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反應器有機物去除效果的穩定性及抗沖擊負荷能力。

(3) H-A-O系統通過對部分剩余污泥的水解酸化作用為A-O反應器提供了反硝化碳源，TN去除率達到了74%，與不采用污泥碳源時相比提高了12%。以污泥酸化出水為碳源時，平均最大 NO3--N反硝化速率達到0.75 mg/min，而生活污水只有0.66 mg/min。

(4) 通過水解酸化作用剩余污泥減量達到 37%，實現了剩余污泥系統內減量及利用。

[1] Bouzas A, Ribes J, Ferrer J, et al. Fermentation and elutriation of primary sludge: Effect of SRT on process performance[J]. Water Research, 2007, 41(4): 747-756.

[2] Mahmoud N, Zeeman G, Gijzen H, et al. Anaerobic stabilisation and conversion of biopolymers in primary sludge-effect of temperature and sludge retention time[J]. Water Research, 2004,38(4): 983-991.

[3] Ucisik A S, Henze M. Biological hydrolysis and acidification of sludge under anaerobic conditions: The effect of sludge type and origin on the production and composition of volatile fatty acids[J]. Water Research, 2008, 42(14): 3729-3738.

[4] Feng L, Wang H, Chen Y, et al. Effect of solids retention time and temperature on waste activated sludge hydrolysis and short-chain fatty acids accumulation under alkaline conditions in continuous-flow reactors[J]. Bioresource Technology, 2009,100(1): 44-49.

[5] Djafer M, Luck F, Rose J, et al. Transforming sludge into a recyclable and valuable carbon source by wet air oxidation[J].Water Sci Technol, 2002, 41(8): 77-83.

[6] Fisher R A, Swanwick S J. High temperature treatment of sewage sludges[J]. Water Pollut Control, 1971, 71(3): 355-370.

[7] Lin J G, Chang C N, Chang S C. Enhancement of anaerobic digestion of waste activated sludge by alkaline solubilization[J].Bioresource Technol, 1997, 62(3): 85-90.

[8] Neyens E, Baeyens J, Weemaes M, et al. Hot acid hydrolysis as a potential treatment of thickened sewage sludge[J]. Journal of Hazardous Materials B, 2003, 98: 275-293.

[9] Jiang S, Chen Y G, Zhou Q. Effect of sodium dodecyl sulfate on waste activated sludge hydrolysis and acidification[J]. Chemical Engineering Journal, 2007, 132(1/3): 311-317.

[10] Do?an I, Dilek-Sanin F. Alkaline solubilization and microwave irradiation as a combined sludge disintegration and minimization method[J]. Water Research, 2009, 43(8): 2139-2148.

[11] Coulter J B. Anaerobic process for sewage disposal[J]. Sewage and Industrial Waste, 1991, 29(4): 468-472.

[12] 沈耀良, 王寶貞. 水解酸化工藝及其應用研究[J]. 哈爾濱建筑大學學報, 1999, 32(6): 35-38.SHEN Yao-liang, WANG Bao-zhen. Hydrolysis-acidogenosis process and its application and study[J]. Journal of Harbin University of Civil Engineering and Architecture, 1999, 32(6):35-38.

[13] 趙大傳, 倪壽清, 崔清潔. 生活污水水解酸化的研究[J]. 山東建筑工程學院學報, 2006, 21(2): 154-158.ZHAO Da-chuan, NI Tao-qing, CUI Qing-jie. Research on domestic sewage treatment by hydrolysis-acidification reactor[J].Journal of Shandong Jianzhu University, 2006, 21(2): 154-158.

[14] 李永澤, 成煒. 水解酸化/前置反硝化上向流生物濾池工藝處理城鎮污水[J]. 中國給水排水, 2006, 22(12): 63-66.LI Yong-ze, CHENG Wei. Hydrolysis acidification/predenitrification up-flow biological filter used in town wastewater treatment[J]. China Water & Wastewater, 2006, 22(12): 63-66.

[15] Moser-Engeler R, Udert K M, Wild D, et al. Products from primary sludge fermentation and their suitability for nutrient removal[J]. Water Sci Technol, 1998, 38(1): 265-273.

[16] Cokgor E U, Oktay S, Tas D O, et al. Influence of pH and temperature on soluble substrate generation with primary sludge fermentation[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(1):380-386.

[17] Tong J, Chen Y. Recovery of nitrogen and phosphorus from alkaline fermentation liquid of waste activated sludge and application of the fermentation liquid to promote biological municipal wastewater treatment[J]. Water Research, 2009,43(12): 2969-2976.

[18] Kampas P, Parsons S A, Pearce P, et al. Mechanical sludge disintegration for the production of carbon source for biological nutrient removal[J]. Water Research, 2007, 41: 1734-1742.

[19] Llabres P, Pavan P, Battistioni P, et al. The use of organic fraction of municipal solid waste hydrolysis products for biological nutrient removal in wastewater treatment plants[J].Water Research, 1999, 33(1): 214-222.

[20] Cecchi F, Battistoni P, Pavan P, et al. Anaerobic digestion of OFMSW and BNR processes: a possible integration: preliminary results[J]. Water Sci Technol, 1994, 30(8): 65-72.

[21] Biradar P M, Roy S B, D‘Souza S F, et al. Excess cell mass as an internal carbon source for biological denitrification[J].Bioresource Technology, 2009, 101(6): 1787-1791.

[22] 彭永臻, 王曉蓮, 王淑瑩. A/O脫氮工藝影響因素及其控制策略的研究[J]. 哈爾濱工業大學學報, 2005, 37(8): 1053-1057.PENG Yong-zhen, WANG Xiao-lian, WANG Shu-ying. Study on influence factors and control strategies of A/O nitrogen removal process[J]. Journal of Harbin Institute of Technology,2005, 37(8): 1053-1057.

[23] Kuhn E P. Microbial transformation of substituted benzenes during infiltration of river water to ground water[J]. Environ Sci Technol, 1985(6): 961-968.