城市污水生物处理新技术开发与应用——水解酸化、好氧生物处理工艺

城市污水生物处理新技术开发与应用——水解酸化、好氧生物处理工艺内容摘要：

， 污泥层在。 在高倍显微镜下发现细菌的形态以长短杆菌为主。 由于进水的溶解氧为零 ， 所以好氧细菌得不到发展。 系统中微生物主要是兼性微生物。 一般认为水解、产酸菌属于兼性微生物 ， 而产甲烷细菌是专性厌氧菌 ，不具备过氧化氢酶。 工艺希望在水力学控制条件下 ， 系统中以水解和产酸菌为主。 9 为此 ， 对接触酶的活性与甲烷菌活性进行检验。 定性结果如表 25中的数据所示。 表 25 生物污泥活性检验 污泥种类 好氧活性污泥 水解污泥 肉联厂厌氧污泥 接触酶活性 + + + + + 甲烷活性 0 1① 结果表明 ， 消化污泥的厌氧程度最高 ， 而系统中水解污泥接触酶反应呈阳性 ，说明存在大量兼性微生物 ， 而甲烷菌的活性不高 ， 说明只有极少量的甲烷菌参加了反应。 从水质监测结果看 ， 进水的挥发性有机酸从 54mg/L 上升到 ，这充分正证实了采用动力学控制系统处于水解酸化阶段是行之有效的。 二 、水解池可取代初沉池 从表 26 给出的水解池与初沉池运行结果可知 ， 在停留时间相当的情况下 ，水解池对悬浮物的去除率显著高于初沉池 ， 平均出水 SS 只有 50mg/L， 其 COD、BOD蛔虫卵的去除率也显著地高于初沉池。 因初沉池的去除率受水质影响较大 ， 出水水质波动范围较大 ， 而水解池出水水质比较稳定。 在拿不出大量投资修建二级污水处理厂的地方 ， 先采用水解池进行一级处理 ， 出水水质将比初沉池有很大程度的改善。 表 26 水解池与初沉池处理效果 项目 水解反应器 平流多斗沉淀池 停留时间 /h COD 去除率 /% BOD 去除率 /% 18 12 17 SS 去除率 /% 79 42 40 47 三 、较好的抗有机负荷冲击能力 图 27是进水浓度与去除率的关系 ， 从图 27可见 ， 进水浓度越高 ， COD 去除率越高。 进水平均浓度为 500mg/L 时 ， COD 去除率在 45%左右。 水解池对于进水浓度变化而引起的冲击负荷有很大得抵抗能力 ， 在实验中曾观察到 COD 负10 荷从 （ m3d）变化到 （ m3d） ， 出水 COD从 207mg/L变化到 316mg/L。 四 、水解过程可改变污水中有机物形态及性质 ， 有利于后续好氧处理 一般城市污水可沉 COD 占总 COD 的 50%左右 ， 经水解处理后基本上去除了可沉性 COD， 所以水解工艺适用于污水中含悬浮状 COD 比例较高的废水。 如屠宰废水、啤酒废水虽然可生物降解的可溶性 COD 成分高 ， 但是废水中悬浮性颗粒状 COD 含量也很高 ， 所以适合采用水解处理。 对于城市污水 ， 实验表明经水解反应后溶解性 COD、 BOD比例分别从进水的 50%、 65%提高到出水的 78%、 77%，不溶性 COD、 BOD 的去除率分别为 %、 %。 在运转中经常出现水解池出水溶解性 COD、 BOD 值高于进水的情况 ， 这说明反应中有相当数量的不溶性有机物溶解于水中 ， 在 1020℃ 条件下去除悬浮物有 48%发生水解。 但由于进、出水溶解性 COD、 BOD 的数值相差不大 ， 因此 ， 人们会误认为水解池仅仅起到物理解留作用。 通过对水解池进、出水有机酸分析结果表明 ， 出水的溶解性 COD已不是原来的溶解性 COD， 其中挥发性有机酸浓度大幅度上升 ， 可以从占进水溶解性组分 9%上升到出水的 25%。 11 五 、在低温条件下仍有较好的去除效果 水解池即使在最低水温（ 10℃ ）时仍可稳定运行 ， 图 28 为停留时间 条件下 ， 水温与去除率的关系。 水解反应器之所以在低温条件下仍有如此高的去除率 ， 因为水解池属于升流式污泥床反应器 ， 这种反应器保持大量的水解活性污泥 ， 污泥平均浓度达到 15g/L， 由于生物量大 ， 大量水解活性污泥形成的污泥层 ，在有机物通过时将其吸附截留 ， 这延长了污染物在池内的停留时间 ， 从而保证了去除率。 六 、有利于好氧后处理 表 27为水解工艺结合采用活性污泥后处理工艺与采用传统活性污泥工艺的对比。 在池容、水质相同 ， 停留时间 4h 左右的情况下 ， 不论采用穿孔管或中微孔曝气方式 ， 水解 好氧工艺的 BOD5和 COD 去除率均显著高于传统工艺 ， 且出水 COD 低于 100mg/L， 传统工艺停留时间 8h左右仍然达不到与本工艺相接近的出水水质 ， 因此 ， 从曝气池容积上新工艺要少 50%左右。 若同样采用穿孔管曝气12 设备 ， 曝气可节省气量 50%， 同样采用中微孔曝气器节省气量为 40%左右。 表 27 不同工艺处理北京高碑店城市污水实验结果对比 项 目 传统工艺曝气池运行 水解 好氧工艺曝气池运行 穿孔管曝气 中微孔曝气 穿孔管曝气 中微孔曝气 停留时间 /h 8 6 8 4 4 气水比 15:1 14:1 :1 :1 :1 :1 回流比 50 50 60 60 50 50 污泥指数 SVI 265 239 231 259 273 出水 SS 浓度 /（ mg/L） 出水 COD 浓度 /（ mg/L） 150 148 出水 BOD 浓度 /（ mg/L） 七 、可以同时达到对剩余污泥的稳定 如前所述 ， 水解 好氧工艺的一个最显著的特点就是污水、污泥一次得到处理 ， 可以在传统的工艺流程中取消消化池。 通过示范工程 1年的物料平衡 ， 水解池中污泥的水解率可高达 50%左右 ， 排出系统污泥量比初沉池 消化池联合系统低 30%， 结果证实存在取消消化池的可能性。 对于污水处理厂而言 ， 污泥量的平衡只是其中一个方面 ， 还有其他一些重要的指标 ， 因此 ， 需要对新工艺流程污泥处理指标进行详细的对比和分析。 （ 1）水解池可以同时稳定污泥 通过 1 年的示范工程 ， 水解池平均去除的悬浮物量为 ， 水解池排出的污泥总量则为 162kg/d， 污泥水解率为 48%。 即去除的 SS在微生物作用下发生水解 ， 根据温度不同污水水解率在 30%70%之间变化。 （ 2）水解污泥的沉降与浓缩性能 了解水解污泥的沉降性能 ， 可为浓缩池提供设计依据。 根据静沉实验数据并经过生产性实验动态结果修正 ， 从沉降实验现象观察水解污泥沉降性能十分良好 ，SV 为 50%， SVI为 34， 沉降性能优于初沉池和曝气池污泥。 在浓缩 812h下 ， 水13 解污泥的含水率可从 %降至 90%左右 ， 浓缩后污泥可直接进行脱水。 14 第四节 水解 好氧生物处理工艺的机理 一、有机物形态对水解去除率的影响 污水中的污染物按分散划分为悬浮状、超胶体、胶体和溶解性 4种不同形态。 根据工程上采用的简单分离方法来划分 ， 定义为溶解性、胶体、超胶体和可沉的COD。 例如：溶解性 COD 为通过 分；胶体 COD 为通过 纸的过滤液与溶解性 COD 之差；超胶体 COD 为通过 之间的组分；可沉的 COD 为粒径 100um、通过 4h 沉淀可以去除的组分。 根据以上分类 ， 水解反应器的运行效果反应前后的污水特性见图 29。 从图种实验数据可知 ， 城市污水进水中可沉 COD 和超胶体 COD 占总 COD 的50%左右 ， 经水解处理后基本上去除了可沉性 COD 和超胶体 COD 的 60%。 由此可见 ， 水解池对悬浮性物质的去除能力很强 ， 所以水解工艺适合污水中含悬浮状15 COD 比例较高的废水。 经水解反应后 ， 出水溶解性 COD 比例从 30%提高到占出水的 47%。 在运转中经常有水解池出水溶解性 COD、 BOD 值高于进水的情况 ， 这说明反应中确有相当数量的不溶性有机物溶解于水中 ， 这通过污泥产量的计量可以得到进一步证实 ， 在 1020℃ 条件下去除悬浮物有 48%发生水解。 二、有机物降解途径 以 COD 为例 ， 图 210给出了对可沉性、超胶体、胶体性和溶解性等不同物理状态的有机污染物迁移转化途径的图示。 首先水解反应器中的大量微生物将进水中颗粒物质和胶体物质迅速截留和吸附 ， 这是一个物理过程的快速反应 ， 一般只要几秒到几十秒即可完成 ， 因此 ， 反应是迅速的。 截留下来的物质吸附在水解污泥的表面 ， 漫漫地被分解代谢 ， 其在系统内的污泥停留时间要大于水力停留时间。 在大量水解细菌的作用下将大分子、难于生物降解物质转化为易于生物降解的小分子物质后 ， 重新释放到液体中 ， 在较高的水力负荷下随水流移出系统。 由16 于水解和产酸菌世代期较短 ， 往往以分和小时计 ， 因此 ， 这一降解过程也是迅速的。 在这一过程中溶解性 BOD、 COD 的去除率虽然表面上讲只有 10%左右 ， 但是由于颗粒有机物发生水解增加了系统中溶解性有机物的浓度 ， 因此 ， 溶解性 BOD、COD 去除率远远大于 10%。 但是由于酸化过程 的控制不能严格划分 ， 在污泥中可能仍有少量甲烷菌的存在 ， 可能产生少量的甲烷 ， 但甲烷在水中的溶解度也相当可观 ， 故以气体形成释放的甲烷量很少。 可以看出 ， 水解反应器集沉淀、吸附、网捕和生物絮凝等物理化学过程以及水解、酸化和甲烷化过程等生物降解功能于一体。 这些过程在水解反应器中得到了强化 ， 这与功能单一的初沉池有本质的区别。 三、水解池动态特性分析 上升流速与系统内污泥浓度的关系 研究上升流速和污泥层高度（实际上是污泥浓度）之间的变化规律 ， 可以忽略由于污泥积累造成的污泥区高度的变化。 不断调整进水量 ， 改变上升流速 vi，在一个特定的上升流速下 ， 测定稳定后相对应的污泥层高度（一般为改变负荷1h以后） ， 并通过整个系统内污泥总量 ， 换算出相对应的污泥层高度内平均浓度X， 则可以得出图 211所示结果。 17 图 211中 v0 为无量纲化上升流速 ， v0=vi/vmax， vmax 为密云县城市污水处理厂设计最大上升流速 ， m/h； X为平均污泥浓度 ， g/L。 从图 211可见 ， 在稳定状态下一个上升流速对应于一个平均污泥浓度 X。 这种对应关系是由于在水解池内污泥在垂直方向的运动是污泥颗粒的平均浓度 vr和水流的上升流速 vi 在稳定状态达到平衡时形成 ， 即 vr=vi。 而污泥的沉淀速度与污泥浓度可用 Dick理论公式描述： vr=αXn= 因此 ， 通过图 211中数据可以得到应用于城市污水水解池中的关系式： v0=vi/vmax=α’Xn= 应用上述关系 ， 在实际运行的密云县城市污水处理厂的平均流量、最大流量和最小流量下所对应的污泥浓度分别约为 40g/L， 20g/L 和 60g/L。 从以上数据可以看出 ， 在最大流量条件下 ， 污泥层由于膨胀而造成污泥浓度降低 ， 同时引起污泥成层的沉淀速度提高 ， 自动保持反应器内污泥浓度（约 20g/L）；而随着流量的减少 ， 在最小流量时污泥浓度增加 ， 沉速降低也达到动态平衡 ， 这时污泥浓度为60g/L。 这一特征可以在运转管理中得到运用 ， 来制定不同的排泥措施 ， 以减少污泥处理的投资和运转费用。 稳定性分析 水解反应器属上流式污泥床反应器范畴 ， 具有两个基本功能：即生物反应和沉淀功能。 图 212 给出了这两者在水解反应器中的相互约速关系。 在水解酸化反应中所需微生物的浓度与水力停留时间呈反向变化（反应曲线）。 从理论上讲 ，在给定的污泥龄下（ θc一定） ， 状态的稳定点一定在反应曲线之上。 只要微生物量足够多 ， 则反应不受停留时间的控制 ， 这在工程上是十分有利的。 考虑到系统运行的经济性 ， 停留时间越短越好 ， 这要求运行点 A、 B、 C 沿反应曲线向左上移动。 随着停留时间的限制 ， 即受污水上升流速的制约。 沉降曲线给出了这种限制关系 ， 其将平面分为两部分 ， 右半平面为稳定状态 ，左平面是不稳定状态。 有两种情况会造成污泥界面上升；第一种情况 ， 长期不排泥 ， 这时污泥面将不断上升 ， 这是由于污泥量增加使得污泥浓度增加 ， 这时可通过排泥重新回到稳定状态；第二种情况 ， 当水力停留时间缩短 ， 水的上升流速增大造成污泥界面上升 ， 这可通过排泥来降低系统中的污泥量 ， 使污泥浓度与停留18 时间达到一个新的稳定状态。 图 212所示是设计与运行管理中的一个重要关系 ，其反映了生物反应与沉淀作用这对矛盾的统一关系。 由此可以得出结论 ， 对于低浓度城市污水厌氧处理过程 ， 水力停留时间和水力负荷是较有机负荷更为本质和更有效的运行、设计参数。 四、难降解有机物的降解 水解反应器对有机物的降解在一定程度上只是一个预处理过程 ， 水解反应过程中没有彻底完成有机物的降解任务 ， 而是改变有机物的形态。 具体讲是将大分子物质降解为小分子物质 ， 将难生化降解物质降解为易生化降解的物质。 这样使得以 COD 形式存在而 BOD5 不易检出的有机物 ， 在水解反应过程中分解形成一些可以被 BOD5测出的有机物 ， 从而使 B/C 比例有所增加。 使用色谱 质谱联机（ GC/MS）对污水处理过程中污水含有的。