基于原位碳源补充强化污水处理深度脱氮技术的中试

操家顺，商凯航，罗景阳，王　成，虞筠霄

(1.河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室，江苏南京　210098；2.河海大学环境学院，江苏南京　210098)

随着我国工业的发展，化工产品生产过程中污染物排放量持续增加，环境污染日益加剧。以太湖流域为代表，流域内重污染行业数量多、比重大，因此以处理工业废水为主的污水处理厂占比也较大[1]。然而，由于工业废水中污染物可生化性差，进水碳源不足，导致不少污水处理厂仍存在出水难以稳定或无法达到一级A标准的问题，环境形势严峻。例如，江苏省某工业园区污水处理厂由于进水原水含有一定比例的难降解有机物，可生化性较差，且水质波动幅度大，导致出水TN无法稳定达标，亟需对现有工艺进行升级改造。目前，污水处理厂尾水深度脱氮的技术主要有生物滤池、MBBR、电化学技术及人工湿地等。其中反硝化滤池脱氮工艺比其他工艺具有占地面积小、脱氮效率高、出水水质稳定等优点[2-3]，但该工艺需要投加外部碳源，而碳源影响微了生物反硝化速率、系统N2O产量及工艺运行成本。因此，不同碳源对反硝化滤池的影响是目前研究的热点。如刘秀红等[4]分别选用乙酸钠、乙酸和甲醇作为中试反硝化滤池的碳源，发现三种物质作为碳源时系统硝酸盐去除率均可达到90%，其中甲醇作为碳源时，投加量最少，费用最低，但反冲洗周期最长。然而，目前鲜有采用经水解酸化处理后的污水原水用作碳源的研究报道。

本研究中试所在的污水处理厂一期工程处理工艺为“厌氧水解+二级生化处理+混凝沉淀”，流程如图1(A)所示，常年进出水水质如表1所示。

图1　污水厂现有工艺流程图

项目BOD5/(mg·L-1)CODCr/(mg·L-1)SS/(mg·L-1)NH3⁃N/(mg·L-1)TN/(mg·L-1)TP/(mg·L-1)设计进水15050025035258设计出水2080705(8)1505实际进水50～300100～900200～6000～3020～600～11实际出水6～2040～8015～350～512～300～02

由表1可知，污水厂出水TN存在超标现象，考虑到现有处理工艺实现达标难度大，必须对二级出水进行深度处理兼顾难降解COD的去除，才能实现达标排放。

根据该污水处理厂一期工程处理工艺及进水水质现状，本研究提出在系统末端增设反硝化滤池工艺，利用污水处理厂现有厌氧水解池生产挥发性脂肪酸(volatile fatty acids，VFAs)作为外加原位碳源节约运行成本的设想，工艺优化方案流程如图1(B)所示。建立反硝化滤池中试装置，同时配备可控水解酸化中试装置生产VFAs[5-7]，在滤池挂膜成功后将VFAs作为反硝化滤池处理尾水补充碳源[8-9]，探究该条件下反硝化滤池运行优化工艺条件，为低品质碳源高效水解及反硝化滤池耦合强化脱氮技术的应用提供理论指导和技术支持。

1　试验材料与方法

1.1　中试工艺流程

反硝化滤池深度脱氮工艺流程如图2所示。在反硝化滤池启动初期，需要提供外加优质碳源，使反硝化滤池中微生物能快速稳定生长。在滤池挂膜成功后，从污水处理厂二期调节池中取原水与水解酸化池回流污水混合后进入水解酸化池。通过对水解酸化池运行条件进行调控优化，使污水水解酸化产生需要的VFAs。最后，将含有VFAs的水解酸化池上清液与污水处理厂尾水在混合池中混合，加入到反硝化滤池中进行脱氮处理。试验装置如图2所示，现场装置如图3所示。

图2　深度脱氮工艺流程图

图3　中试装置图

1.2　中试设计参数

中试试验设计参数如表2和表3所示。

表2　中试进出水设计水质

表3　反硝化滤池运行参数

1.3　试验方法

基于挂膜效果的考虑，本次试验选择接种挂膜[10]，投加碳源为乙酸钠溶液。挂膜启动分为两个阶段，第一阶段将接种污泥与试验配置用水按照2∶1的比例混合注入反应器，水位超过滤料层50 mm以上。以60 mL/s的曝气量连续闷曝24 h，使污泥中的微生物与填料充分接触，然后在闷曝结束后排出反应器中一半的污水，并再次注入试验配置用水到设计水位，此阶段共运行3 d。第二阶段根据设计要求配置试验用水储备于水箱，停止曝气，以1.8 mL/s的滤速连续进水直至出水水质稳定[11]。

1.4　分析项目与方法

COD的检测采用重铬酸钾法，氨氮的检测采用纳氏试剂比色法，硝酸盐氮的检测采用酚二磺酸分光光度法，亚硝酸盐氮的检测采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法，VFAs的检测采用反相高效液相色谱法[12]。

2　结果与讨论

2.1　反硝化滤池中试装置挂膜启动研究

图4　启动期滤池进出水-N(A)、和NH3-N(B)变化曲线

由图4(B)可知，除7～10 d进水氨氮偏高外，其余时间进水氨氮含量很低(<2 mg/L)，出水氨氮比进水要低，这可能是由于反硝化细菌的同化作用，运行稳定时其去除率在35%左右。出水氨氮在1 mg/L左右，可见氨氮去除效果较差。这可能一方面是由于进水氨氮浓度较低，可硝化氨氮量较少，另一方面是由于反硝化滤池优势菌群为反硝化菌，反应器的硝化作用极小。

2.2　低品质碳源反硝化滤池运行研究

2.2.1运行期间VFAs转化效果监测

运行期间对中试装置水解酸化池出水VFAs进行了检测，结果如图5所示。

图5　水解酸化池出水VFAs变化曲线

由图5可知，在前后阶段水解酸化池水力停留时间保持2.5 d不变的条件下(多余的水解酸化液外排)，出水VFAs最大值为172.4 mg/L，最小值为86.5 mg/L，平均值为131.6 mg/L，转化率在15%～20%波动，较为稳定，表明进水中的低品质碳源经过水解酸化后，VFAs的转化率较高，出产量大，达到了作为外加原位碳源的使用量要求。

2.2.2运行期间脱氮效果检测监测

挂膜成功后，将原水水解酸化液和乙酸钠联用作为滤池补充碳源，反应器中进出水硝态氮、亚硝态氮的浓度变化如图6和图7所示。

图6　滤池进出水-N、-N变化曲线

图7　滤池进出水-N变化曲线

由图8可知，污水厂尾水氨氮浓度保持在1 mg/L左右，阶段一反应器出水氨氮保持在0.7 mg/L左右，而阶段二出水氨氮在1.2 mg/L左右。可以看出，因酸化液引入的氨氮并没有导致中试装置出水氨氮明显上升，中试装置对尾水氨氮有一定的去除，这主要是由于反硝化脱氮时微生物同化作用，但去除量并不显著。

图8　滤池进出水NH3-N变化曲线

由图9可知，阶段一条件下，中试装置具有良好的脱氮功能，以乙酸钠与原水水解酸化液(COD乙酸钠∶COD酸化液=2∶3)作为碳源，可保证出水TN低于5 mg/L，进水TN平均值为10.34 mg/L，出水TN平均值为3.89 mg/L，TN去除率平均值为61.5%。阶段二进水TN平均值为12.95 mg/L，出水TN平均值为6.85 mg/L，TN去除率平均值为47%，无法达到TN出水低于5 mg/L指标。

图9　反硝化滤池进出水TN浓度变化

由此可见，在原水水解酸化液投加量保持在一定范围的条件下，进水中低品质碳源经过水解酸化后产生的VFAs可用作原位反硝化碳源，可保证良好的反硝化处理效果，有利于减少人工投加碳源的使用，削减反硝化滤池工艺的运行成本。

2.2.3运行期间COD去除效果监测

图10为中试装置运行期间尾水与中试装置出水COD变化情况，由于投加外加碳源以及引入酸化液作为补充碳源，出水COD有时会高于进水，但在第一阶段基本低于出水COD标准(50 mg/L)。阶段二出水COD高于阶段一，主要是由于原水水解酸化液比例增大，存在更多不利于微生物利用的COD，可见出水COD与进水及原水COD密切相关。另一方面，尾水硝态氮浓度降低，反硝化碳源消耗量下降，也会导致出水COD浓度超标。因此，需定时检测原水与尾水COD及尾水硝态氮含量，当水质波动变化较大时可及时作出调整，或将部分出水回流至生化系统，避免出水COD超标。

图10　滤池进出水COD测定值

3　结论

本研究进行了以污水厂进水水解酸化液为外加碳源的反硝化滤池中试研究，得出以下三个结论。

(1)以乙酸钠溶液为碳源的反硝化滤池中试装置挂膜时，历时15 d装置出水趋于稳定，标志挂膜成功。

(3)水解酸化液投加量对反硝化滤池处理效率影响较大，必须根据实际工程情况调控酸化液投加量。在酸化液投加保持适量范围的条件下，进水中低品质碳源经过水解酸化后产生的VFAs可用作原位反硝化碳源，可保证良好的反硝化处理效果，有利于减少人工投加碳源的使用量，削减反硝化滤池工艺运行成本。

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