强化污水脱氮除磷的方法

强化污水脱氮除磷的方法

传统废水生物反硝化除磷工艺中，反硝化细菌和积磷细菌属于异养生物，其生长需要充足的碳源。 我国典型城市污水属于低碳源污水（COD

城市剩余污泥厌氧发酵产生的挥发性脂肪酸（VFA）可作为替代碳源，提高污水营养物去除率。 迄今为止，人们研究了利用含VFA的污泥水解液或污泥发酵液作为外加碳源增强废水反硝化除磷的效果。 剩余污泥水解酸化液作为外碳源处理低碳氮比污水。 曝气生物滤池（BAF）中NH+4-N和TN的去除率分别超过98%和75%，构建两级系统。 分级污泥碱性发酵和A2/O反应器的连续系统最终实现了TN和TP的去除率分别高达80.1%和90.0%。

虽然上述研究取得了不错的效果，但是，这些研究大多是在实验室进行的，一旦应用于实际项目，其实际效果可能会大打折扣。 为了综合评价污泥产酸发酵液对实际污水的强化脱氮除磷效果，本研究构建了污水处理能力为10 m3·d-1、总体积为4660的A2/O反应器系统。 L.以污水处理厂实际污水为对象，探讨通过添加剩余污泥产酸发酵液，以污泥发酵液作为外加碳源促进污水反硝化除磷的效果和可行性，以达到节能降耗、稳定污水处理厂运行的目的。 提供技术支持和升级。

1 材料与方法

1.1 A2/O反应器系统

该中试厂位于某市某高科技水务公司新城污水处理厂。 工艺流程如图1所示。

1、发酵液储存罐； 2、缓冲水箱； 3、发酵液计量泵； 4、进水计量泵； 5、搅拌机； 6、污泥回流泵； 7、空气压缩机； 8、硝化液回流泵； 9、沉淀池； 10、厌氧/缺氧/好氧反应器 图1 A2/O反应器系统工艺流程图

A2/O反应器系统中各池的分布顺序为厌氧池、缺氧池、好氧池。 每个反应池的有效容积分别为900、900、2800L，反应器总容积为4660L。时控开关、蠕动泵、电磁阀和辅助电子电路控制运行周期和各个操作环节，例如：作为进水、搅拌、曝气、沉淀、排水等。 进水、污泥回流、硝化液回流、营养液加药均采用计量泵，使实验参数控制更加精准。 采用空压机供气、混合，空压机与微孔粘砂块曝气头连接进行曝气。 好氧阶段溶解氧约为1.5-3mg·L-1。 剩余污泥次日从沉淀池排出，这样污泥停留时间约为20天。

1.2污水入口、乙酸碳源和发酵液的性质。

污水全部来自新城污水处理厂细格栅出水，发酵液来自中试污泥发酵池，经过固液分离处理。 发酵污泥取自无锡太湖新城污水处理厂脱水污泥。 A2/O工艺的种泥来自新城污水处理厂缺氧池的驯化污泥。 醋酸碳源为工业级液体醋酸，浓度98%。 进水和污泥发酵液的性质如表1所示。

表1 原料水和发酵液的性质

1.3 A2/O反应器运行参数

中试处理系统设计流量为10 m3·d-1，测试了不同进水流量和污泥发酵液投加量条件下的处理效果。 乙酸和污泥发酵液均添加至A2/O系统的缺氧池中。 整个实验周期分为5个阶段。 第一阶段为不添加碳源的正常运行阶段，作为系统运行的控制阶段。 II-IV阶段是添加乙酸作为碳源的操作阶段。 第五阶段是通过添加实际污泥来生产酸。 在发酵液运行阶段，各阶段的碳源增量（以COD计）是根据进水的COD浓度而定。 各阶段的运行参数如表2所示。

表2 A2/O中试处理系统五级运行参数

1.4 测试方法

MLSS：重量法[15]，氨氮：纳氏试剂分光光度法[15]，TN：过硫酸钾消解法[15]，TP：钼锑分光光度法[15]，VFA：气相色谱法[15]，COD/SCOD ：快速消解分光光度法，DO：在线溶解氧计，pH：pH计（ ）。

2 结果与讨论

2.1 各阶段氨氮和总氮的去除

图2显示了中试反应器中氨氮和总氮的去除情况。

图2 A2/O中试系统各阶段氨氮和总氮浓度变化

从图2可以看出，第一阶段控制阶段，除第6天出水氨氮为5.78 mg·L-1外，其余均可满足废水5 mg·L-1的排放标准A级，但出水总氮高于15 mg·L-1的排放标准。 这说明系统硝化效果正常，但反硝化效果较差。 考虑到总氮去除效果不佳以及冬季气温下降，第二阶段将污水流量由10000 L·d-1调整为5000 L·d-1，并添加乙酸作为外加碳源头进水COD增加25 mg·L-1。 从进水氨氮浓度来看，由于进水波动，氨氮浓度明显升高，但出水氨氮仍维持在较低水平，低于排放标准，表明系统硝化效果良好。 虽然出水总氮有所改善，但仍略高于排放标准。 第三阶段，进一步增加乙酸添加量，COD增加50 mg·L-1，流量不变。 从出水氨氮和总氮来看，均低于国家排放标准。 这说明醋酸碳源用量的增加促进了系统的反硝化效果，使出水总氮达标。 由于系统反硝化效果较好，第四阶段进水流量由5000 L·d-1增加到7500 L·d-1，乙酸添加量保持不变。 出水监测结果显示，由于负荷增加，第46天出水氨氮和总氮浓度有所上升，但第47天很快恢复正常。 总体来看，出水氨氮和总氮分别低于5mg·L-1和15mg·L-1，表明系统运行稳定。

在第五阶段，外部碳源从乙酸切换到污泥发酵液。 由于发酵液含有较高的氨氮（965.5 mg·L-1）和总磷（161.0 mg·L-1），负荷也随着增加而变化。 由于发酵液直接进入缺氧池，缺氧池内氨氮和总氮浓度显着升高。 氨氮由2.67 mg·L-1增加到14.39 mg·L-1，总氮由7.99 mg·L-1增加到17.30 mg·L-1。 第53-55天，系统处于适应期，出水氨氮较之前显着增加，分别为6.77、4.81和7.72 mg·L-1。 总氮也略有增加，分别为11.69、15.23和11.02 mg·L-。 1、但经过短暂的适应期，系统出水氨氮和总氮很快恢复正常。 结果表明，污泥产酸发酵液作为外加碳源能够很好地促进A2/O系统的反硝化效果，提高出水水质。 这是因为污泥发酵液中的碳源主要是VFA，非常容易被微生物利用。 另外，发酵液的添加虽然会带入部分氨氮进入系统，但不会影响污水脱氮效果。

2.2 各阶段总磷去除量

A2/O系统各运行阶段总除磷状况如图3所示。

图3 A2/O中试系统各阶段总磷变化

如图3所示，第一阶段进水总磷在2.5～5.0 mg·L-1之间，而初期出水平均总磷浓度仅达到0.6 mg·L-1。 至第22天，出水浓度降至0.34mg·L-1，可达到城镇污水处理厂污染物排放标准（GB 18918-2002）一级A标准TP

在第五阶段，将发酵液添加到缺氧罐中。 由于发酵液本身含有大量磷，缺氧池内总磷浓度显着升高，由第四阶段的0.29 mg·L-1增加到0.45 mg·L。 L-1。 ​​但出水总磷浓度依然良好，平均浓度和去除率分别为0.19 mg·L-1和88.61%，略差于污水处理厂的0.08 mg·L-1和96.13%。第四阶段。 童等人。 [19]添加鸟粪石沉淀后的污泥碱性发酵液回收氮磷进入SBR反应器，除磷效率达到92.9%。 虽然效果比本研究要好，但本研究发酵液中的氮、磷在添加前并未去除。

从生物除磷机理分析可以发现，第58天，由于添加富含VFA的发酵液，聚磷菌会优先利用VFA进行释磷过程，且释磷明显在厌氧区观察到。 缺氧池中TP浓度不降反升。 这是由于发酵液本身所含的磷酸盐和厌氧条件下磷的释放造成的。 从缺氧池到好氧池，出水TP浓度从2.56 mg·L-1下降到0.46 mg·L-1，好氧阶段污水中的磷酸盐被吸收更加完全。

2.3 各阶段COD去除率

图4显示了反应器正式投入运行后5个阶段COD的变化情况。

图4 A2/O试点系统各阶段COD变化

第一阶段初期，反应器处于适应期，COD去除效果并不理想。 未达到出水A级排放标准（COD≤50mg·L-1）。 此后COD值小于50mg·L-1。

第二阶段，虽然进水流量从10000 L·d-1下降到5000 L·d-1，但进水COD较前一阶段有所升高，最高达到411.28 mg·L- 1. 另外，从缺氧池COD浓度可以看出，由于外部碳源（25 mg·L-1）的输入，COD有所增加。 由于此阶段水温较低，微生物活性降低，COD出水值一直在标准线附近徘徊，效果不是很理想。

进入Ⅲ阶段，进水COD略有下降，基本稳定在250 mg·L-1左右。 同时，可能由于温度升高，虽然醋酸的添加导致了外部碳源的输入，但出水COD值仍保持在20-30mg。 ·L-1之间。

第四阶段将进水流量从 5000 L·d-1 增加到 7500 L·d-1。 在进水COD浓度接近Stage III的情况下，出水COD值也全部达标，与Stage III类似，说明系统适应了，终于有了一定的负荷抵抗能力。

第五阶段，外部碳源改为污泥发酵液，系统COD负荷增加50 mg·L-1。 虽然缺氧池和厌氧池的COD值有所增加，但系统出水COD值在25.38-55.85 mg·L-1之间，除少数点外，均达标。 表明在实验设定的负荷条件下，发酵液中外部碳源的输入不会对系统COD去除效果产生明显影响，出水满足排放要求。

2.4 乙酸与污泥发酵液作为碳源强化废水脱氮除磷效果对比

为了比较醋酸作为碳源和污泥发酵液作为碳源增强废水反硝化除磷的差异，表3统计了IV、V阶段相同负荷条件下的污水处理效果。

表3 乙酸与污泥发酵液作为碳源的脱氮除磷效果比较

由表3可知，当进水流量为7500 L·d-1时，添加50 mg·L-1乙酸和污泥产酸发酵液可改善污水的各项指标，包括COD、氨氮、总氮、总磷等均达到国家A级排放标准。 运行过程中，添加乙酸和发酵液的出水总氮平均浓度分别为11.01 mg·L-1和11.92 mg·L-1，相应去除率分别为77.6%和64.86%； 出水氨氮平均浓度分别为2.62 mg·L-1和2.77 mg·L-1，去除率分别为93.19%和88.92%。 出水总磷平均浓度分别为0.08 mg·L-1和0.19 mg·L-1，对应的去除率分别为95.98%和87.61%。 与醋酸相比，虽然添加发酵液的A2/O系统中营养物质的去除率略有不同，但系统出水的各项指标均能满足排放要求。

与前阶段相比，发酵液投加阶段进水COD保持稳定，进水氨氮和TN略有波动，进水TP明显下降。 若在正常进水氮、磷浓度下采用第五阶段实验参数，氨氮、TN、TP也能达标。 由于进水氮浓度波动范围很小，不会影响实验结果，进水磷浓度本身也不大。 综合前几阶段的实验结果，预计出水TP能够满足排放要求。

综上所述，城市污水A2/O强化脱氮除磷工艺中添加污泥厌氧发酵液作为补充碳源是可行的。

2.5 碳源用量理论分析

表4为利用污泥发酵液作为碳源强化废水脱氮除磷的理论分析表。

表4 碳源用量理论分析表

污泥发酵液的主要成分是VFA。 本实验所用发酵液中乙酸和丙酸的浓度分别为2915.5 mg·L-1和739.4 mg·L-1。 它们占VFA总量的72.9%。 这两种酸有利于营养物质的去除。

研究表明，异养反硝化细菌将1 g NO3--N和NO-2-N转化为氮分别需要4.1 g COD和2.7 g COD[23]，聚磷细菌去除1 g需要6-9 g COD TP。 化学需氧量[25]。

由表4可知，添加乙酸和发酵液后的COD负荷/TN负荷分别为6.025和7.015，大于理论值4.1 g·g-1（以COD/NO3--N计算） 。 因此，在实际污水处理过程中，碳源的投加量应大于理论值。 这是因为相当一部分COD被蓄磷细菌和其他异养微生物利用，同时一部分碳源被用来去除污泥发酵液本身所含的二氧化碳。 氮、磷。 但随发酵液进入反应器的氮、磷含量很少。 与进水浓度相比，氨氮、总氮和总磷的增量分别为3.6、4.1和0.6 mg·L-1，这意味着50 mg·L-1的SCOD增量约为8.6-16.8 mg·L-1。 L-1用于脱除发酵液中的氮，约3.6-5.4 mg·L-1用于脱除发酵液中的磷，剩余27.8 -37.8 mg·L-1用于强化污水反硝化除磷，碳源有效利用率约为55.6%-75.6%。 另外，值得指出的是，由于发酵液投加阶段进水的平均TN和COD浓度小于醋酸投加阶段，因此前者的TN和COD负荷略小于投加阶段的TN和COD负荷。后者在相同进水流量下。

3 结论

（1）以实际生活污水为处理对象，在A2/O中试系统缺氧池中添加污泥发酵液，使COD增加50 mg·L-1，出水COD、氮、磷等指标均能达到国家排放标准，其强化脱氮除磷效果与添加醋酸相同。

(2)污泥厌氧发酵液作为城市污水强化脱氮除磷的替代碳源是可行的。 发酵液本身较高的氨氮和总磷含量不会对出水效果产生明显的负面影响。

（来源及作者：罗喆、周光杰、刘洪波、江南大学环境与土木工程学院、聂新宇、陈宇、翟丽琴、江南大学环境与土木工程学院、无锡高新水务公司、刘鹤）