基于組合工藝對碳源的物料衡算

夏姣　李冬冬

摘要：為解決污水處理過程中的碳源不足問題，提出了生物絮凝吸附-水解酸化-前置反硝化曝氣生物濾池組合工藝，研究了該組合工藝處理生活污水有機物去除的情況，建立了該組合系統(tǒng)處理過程碳源（以化學(xué)需氧量計，COD）的物料衡算公式。研究結(jié)果表明：該組合工藝的COD去除率為89%，去除效果比較明顯；生物絮凝吸附部分COD 的物料衡算公式平衡百分比為100%，其中COD主要靠被吸附氧化和出水來排出系統(tǒng)，分別占進水的49.42%和43.83%；前置反硝化曝氣生物濾池部分COD 的物料衡算公式平衡百分比為92.76%，其中COD的去除主要是通過DN BAF池反硝化消耗和C/N BAF池中氧化以及其他作用來完成的，分別占進水COD的30.92%和44.17%。該研究有助于更好地了解系統(tǒng)碳源的去向，解釋其去除原理。

關(guān)鍵詞：組合工藝；碳源；物料衡算

中圖分類號：X703.1

文獻標識碼：A 文章編號：16749944（2017）10002804

1 引言

我國污水處理普遍存在著低碳氮比的問題，碳源量不足將會導(dǎo)致污水處理過程中的脫氮反應(yīng)得不到徹底地進行，進而影響出水水質(zhì)[1]。針對碳源不足這一問題，目前采用較多的是外加碳源（通常向工藝中加入乙酸鈉等）。此舉雖然解決了碳源不足的問題但是同時也增加了污水處理的成本。也有些學(xué)者嘗試尋找一些別的有機物作為外加碳源，比如啤酒廢水等[2]，這些新碳源投入污水廠的生產(chǎn)工藝中能夠提高污水處理效率，但是廢水運輸?shù)葐栴}又接踵而至。還有些學(xué)者利用污水處理過程中產(chǎn)生的污泥，代替乙酸鈉等成為一種新的既經(jīng)濟且有效的碳源，而且這個做法使得污水廠的污泥處理量降低，也能夠減少污泥處理成本。這類工藝的研究也越來越受到研究人員的關(guān)注。

生物絮凝吸附法是目前研究較多的一級處理技術(shù)方法之一，它依賴于微生物的絮凝和吸附以去除有機物質(zhì)，并且存在少量的微生物代謝以去除有機物質(zhì)。在一定的工況條件下，生物絮凝吸附過程中的懸浮固體和化學(xué)需氧量（COD）的平均去除率高于80%，因此大量的有機物被絮凝污泥吸附到沉淀池中[3]。生物絮凝吸附污泥中含有大量有機物，且容易進行厭氧水解酸化反應(yīng)。水解酸化反應(yīng)是將有機物從大分子轉(zhuǎn)化成小分子的一種手段[4]。生物絮凝污泥在適宜條件下進行水解酸化反應(yīng)產(chǎn)生揮發(fā)性脂肪酸（VFAs）等產(chǎn)物，可以當作生物脫氮過程中所需的碳源，解決碳源不足的問題。曝氣生物濾池（Biological Aerated Filter）具有水力停留時間短、水力負荷大、基建投資少、能耗及運行成本低、出水水質(zhì)好、易于運行管理等特點[5，6]，在實際工程中運用非常廣泛。

研究采用生物絮凝吸附、水解酸化和前置反硝化曝氣生物濾池組合系統(tǒng)，原水首先進入生物絮凝吸附工藝，懸浮物和膠體被吸附，絮凝污泥水解酸化后的水解酸化液與生物絮凝出水一同進入前置反硝化曝氣生物濾池進行深度處理，考察其有機物去除效果。此外分別對生物絮凝吸附工藝和前置反硝化曝氣生物濾池的碳源進行物料衡算，得知碳源的去向，為數(shù)學(xué)模型的建立提供理論依據(jù)。

2 材料與方法

2.1 試驗用水

試驗采用某校園生活污水為原水，生物絮凝吸附工藝的出水作為前置反硝化曝氣生物濾池的進水，其主要水質(zhì)指標如表1所示。

2.2 絮凝污泥及碳源性質(zhì)

取自生物絮凝吸附工藝沉淀池內(nèi)的絮凝污泥，其污泥特征見表2。將絮凝污泥放入水解酸化裝置后進行水解酸化，所得水解酸化液經(jīng)離心后的上清液作為碳源，碳源性質(zhì)如表3所示。

2.3 試驗裝置和運行程序

試驗裝置如圖1所示。采用的是一組合式系統(tǒng)，包括絮凝吸附工藝、水解酸化工藝和前置反硝化曝氣生物濾池系統(tǒng)。

生物絮凝吸附工藝主要含有生物絮凝池、沉淀池、活化再生池以及過程中所需要的泵。此工藝的主要作用是去除污水中的顆粒態(tài)懸浮物以及膠體等有機物。校園生活污水經(jīng)過計量泵使進水量以100 L/h的流量進入生物絮凝吸附池，沉淀池的部分污泥回流至活化再生池后為活化污泥在重力的作用也一起進入生物絮凝

吸附池，兩者在曝氣、攪拌的作用下充分混合并保持30 min。經(jīng)過絮凝吸附作用后，在沉淀池里沉淀1.5 h后，固液分離后的上清液流向下一反應(yīng)裝置進行深度處理，而沉淀池內(nèi)沉淀的污泥在污泥回流泵（計量泵）的作用下回流至活化再生池內(nèi)進行曝氣，維持2 h以能夠恢復(fù)污泥的活性，被活化后的污泥再次進入生物絮凝池，增加反應(yīng)的污泥濃度，而剩余污泥排出，該試驗取其進入水解酸化池來進行厭氧發(fā)酵。

水解酸化工藝主要由水解酸化池構(gòu)成，水解酸化池采用圓柱形，它的容積為55 L，具體尺寸為直徑D=34 cm、高h=60 cm，反應(yīng)器頂部用同型號的有機玻璃蓋密封。

前置反硝化曝氣生物濾池系統(tǒng)包括兩個曝氣生物濾池濾柱，DN BAF在前，為一級曝氣生物濾池，是上流式進水，進水流量是50 L/h，沒有曝氣使濾柱保持厭氧狀態(tài)；C/N BAF在后，為二級曝氣生物濾池，是下流式進水，氣水比保持為3∶1。生物絮凝的出水首先從底部泵入DN BAF中，然后再通過重力作用流進入C/N BAF內(nèi)，硝化液則回流到DN BAF內(nèi)，每個濾柱的一側(cè)根據(jù)濾料的高度每300 mm設(shè)一個取樣口。

2.4 分析項目與方法

該試驗檢測的污泥指標主要有混合液懸浮固體濃度（MLSS，重量法），污水指標主要有化學(xué)需氧量（COD，重鉻酸鉀密閉消解法）、氨氮（NH+4-N，納氏試劑分光光度計）、總氮（TN，過硫酸鉀 紫外分光光度法）、pH（pH計）以及間歇監(jiān)測溶解氧（溶氧儀快速測定法）等[7]。

3 結(jié)果與討論

3.1 組合系統(tǒng)對COD的去除效果研究

組合系統(tǒng)對COD的去除效果如圖2。

在系統(tǒng)穩(wěn)定運行期間，系統(tǒng)中進水COD的濃度穩(wěn)定在200～250 mg/L范圍內(nèi)，系統(tǒng)平均進水COD濃度為219.4 mg/L，第一階段生物絮凝出水后的COD值在85～110 mg/L，系統(tǒng)的平均絮凝出水COD濃度為97.4 mg/L，生物絮凝吸附工藝對進水COD的去除率在53%～58%之間，可見生物絮凝吸附工藝對COD的去除比較穩(wěn)定。生物絮凝吸附工藝對于COD的去除主要原理是利用工藝中產(chǎn)生的生物絮體來使水中的膠體和懸浮物質(zhì)失去穩(wěn)定性，失去穩(wěn)定后的膠體、懸浮物質(zhì)、大顆粒有機物等通過吸附作用、網(wǎng)捕作用、氧化作用和吸收作用而被去除。另外會有生物絮體微生物將污水中的溶解性有機物吸附，并且轉(zhuǎn)化成細胞質(zhì)和存儲物質(zhì)，還有一些溶解性有機物在細胞內(nèi)代謝、生長和繁殖。總體來說，物化過程在生物絮凝吸附過程中起著主導(dǎo)作用，受外部環(huán)境變化的影響比較小，COD的去除效果穩(wěn)定[8]。

生物絮凝吸附工藝中沉淀池的出水作為后續(xù)前置反硝化曝氣生物濾池的進水，并在外加碳源的條件下對污水進行深度處理。由于在生物絮凝吸附工藝大部分的有機物被去除，使得濾池發(fā)生堵塞現(xiàn)象減少，從而增加了前置反硝化曝氣生物濾池的運行周期。前置反硝化曝氣生物濾池的出水COD濃度穩(wěn)定在20～30 mg/L，BAF出水COD濃度的平均值為24.1 mg/L，單獨前置反硝化曝氣生物濾池工藝對COD的平均去除率為75.23%。生物絮凝吸附工藝沉淀池出水首先進入DN BAF，厭氧環(huán)境下通過反硝化菌的作用將污水中的COD部分分解代謝，COD得到部分出除，剩下未被去除的COD進入C/N BAF濾柱能被氧化等作用去除大部分，還有的就是溶解性微生物產(chǎn)物，難以分解，COD也很難再次得到去除[9]。生物絮凝吸附-水解酸化-前置反硝化曝氣生物濾池組合工藝對COD的總?cè)コ势骄禐?9%，處理效果比較理想。

3.2 對生物絮凝吸附工藝的碳源進行物料衡算

進入反應(yīng)系統(tǒng)的COD從3個方面[10]來排出系統(tǒng)：以出水COD形式排除系統(tǒng)；以排出剩余污泥形式將COD排除系統(tǒng)；被吸附氧化來排除系統(tǒng)。某一穩(wěn)定運行工況下的各池COD濃度如表4。

如上計算結(jié)果可得，生物絮凝吸附工藝中的進水COD質(zhì)量為22000 mg/h，出水COD質(zhì)量為9642.6 mg/h，出水COD占進水43.83%；剩余污泥排放的COD質(zhì)量為97.4 mg/h，占進水COD的0.44%；生物絮凝吸附池中被吸附氧化的COD質(zhì)量為10871.5 mg/h，占進水的49.42%；活化再生池中被吸附氧化的COD質(zhì)量為1388.5 mg/h，占進水的6.31%。分析可知，在此系統(tǒng)中，COD主要是靠生物絮凝池的吸附作用和出水來完成的，可見這部分工藝出水COD濃度比較高，對有機物去除不夠理想，更加證明了后續(xù)深度處理的必要性。所以，此系統(tǒng)的具體碳平衡表示見圖3。

3.3 對投加碳源的BAF工藝的碳源進行物料衡算

BAF的進水即為生物絮凝吸附工藝的出水，則BAF進水COD濃度為97.4 mg/L，DN BAF的出水COD濃度為27 mg/L，C/N BAF的出水COD濃度為24.1 mg/L，即為系統(tǒng)的出水。該系統(tǒng)的進水流量為50 L/h，則碳源的流量為0.83 L/h，已知水解酸化液的

COD濃度平均值2350 mg/L。據(jù)江潔珊等[11]的研究可知前置反硝化BAF的COD去除途徑有3種：同出水一起排出系統(tǒng)的COD；DN BAF池反硝化消耗的COD；C/N BAF池氧化的COD。其中，DN BAF池消耗的COD是利用該池所消耗的硝酸氮來進行計算的，C/N BAF池中氧化的COD質(zhì)量在計算時同時包括了別的作用去除的COD[12]。

根據(jù)以上計算可得，該系統(tǒng)由于投加了水解酸化液，進水COD質(zhì)量為6820.5 mg/h，其中出水COD質(zhì)量為1205 mg/h，占進水的17.67%；DN BAF池反硝化所消耗的COD質(zhì)量為2108.75 mg/h，占進水的30.92%；C/N BAF池去除的COD質(zhì)量為3012.5 mg/h，占進水的44.17%。所以排除系統(tǒng)的COD質(zhì)量為6326.25 mg/h，占進水的92.76%，沒有得到完全平衡。可以看出，COD的去除主要是通過DN BAF池反硝化消耗和C/N BAF池中氧化以及其它作用，好氧濾柱對COD去除更明顯一點。對比未加碳源的前置反硝化BAF中碳的物料衡算[13]，DN池中COD的去除更多一點，說明水解酸化液的投加使反硝化速率增強，耗碳速率增強。任健等[14]的研究說明酸化液的投加會顯著提高反硝化菌的反硝化速率，酸化液投加比例越大，容易被反硝化菌利用的有機碳含量越多。所以，C/N中的COD去除占進水的會減弱，但依舊起著主導(dǎo)作用，顯而易見，過程中也存在著同步硝化反硝化作用。出水中COD的質(zhì)量與是否添加碳源影響不大。經(jīng)過計算，進入前置反硝化BAF的COD量和排出系統(tǒng)的COD量不能完全平衡，可能原因有：①試驗中的監(jiān)測誤差；②部分COD可能被濾池中的污泥給吸附了；③計算時可能將水解酸化液中排出的COD量少算。前置反硝化BAF系統(tǒng)的具體碳平衡圖如圖4。

4 結(jié)論

（1）在組合系統(tǒng)對COD進行去除時，穩(wěn)定運行期間，原水的進水COD平均濃度為219.4 mg/L，經(jīng)過生物絮凝吸附工藝后，絮凝出水COD濃度為97.4 mg/L，去除率為55%左右。后來絮凝出水進入曝氣生物濾池，先后經(jīng)過DN BAF和C/N BAF，最終出水COD平均濃度為24.1 mg/L，單單曝氣生物濾池對COD的去除率為75.23%，組合系統(tǒng)對COD的總?cè)コ始s為89%左右。

（2）在對生物絮凝工藝進行碳的物料衡算時，系統(tǒng)的進水COD質(zhì)量為22000 mg/h，出水COD占進水43.83%；剩余污泥排放的COD質(zhì)量占進水COD的0.44%； 生物絮凝吸附池中被吸附氧化的COD質(zhì)量占進水的49.42%；活化再生池中被吸附氧化的COD質(zhì)量占進水的6.31%。分析可知，在此系統(tǒng)中，COD主要是靠生物絮凝池的吸附作用和出水來完成的，可見這部分工藝出水COD濃度比較高，對有機物去除不夠理想，更加證明了后續(xù)深度處理的必要性。

（3）該系統(tǒng)由于投加了水解酸化液，進水COD質(zhì)量為6820.5 mg/h，其中出水COD質(zhì)量占進水的17.67%；DN BAF池反硝化所消耗的COD質(zhì)量占進水的30.92%；C/N BAF池去除的COD質(zhì)量占進水的44.17%。所以排除系統(tǒng)的COD質(zhì)量為6326.25 mg/h，占進水的92.76%。

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