水解酸化預(yù)處理對A2O工藝處理養(yǎng)殖廢水的技術(shù)研究

徐樹明，龔貴金

(1.江西省定南縣農(nóng)業(yè)農(nóng)村局，江西定南 341900；2.江西正合環(huán)保工程有限公司，江西南昌 330001)

定南縣是國家生豬調(diào)出大縣、供港生豬基地，每年供港約15萬頭，占江西供港1/3。生豬產(chǎn)業(yè)得到長促發(fā)展，但同時也帶來了一定的環(huán)境問題，大量的畜禽廢水成為當(dāng)?shù)厮w污染的重要污染源之一。目前，對于畜禽養(yǎng)殖廢水的處理，其主要的處理工藝技術(shù)有自然處理[1]、厭氧處理技術(shù)[2]、好氧處理技術(shù)[3-4]以及聯(lián)合工藝處理法[5-6]等。

近年來，規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖帶來的糞污污染成為農(nóng)村環(huán)境治理的一大難題，由于畜禽養(yǎng)殖本身成本較高且利潤較低，對處理費用較高的畜禽廢水處理工藝難以承擔(dān)。因而，前期建設(shè)成本、運行和管理費用低，高效率、低能耗的處理工藝越來越受到重視[7]。在生物處理過程中，畜禽廢水中高濃度的

磷氮對微生物的生存是有毒性的，pH的波動也使得微生物的活性受到抑制，這成為目前畜禽廢水生物處理不成功的重要因素。筆者采用水解酸化預(yù)處理+ A2O/工藝處理養(yǎng)殖廢水，不僅可以使pH得以調(diào)整，將磷和氮從污水中去除，而且減少用地、降低造價和運行費用，為生物法處理養(yǎng)殖廢水提供理論依據(jù)和價值參考。

1 材料與方法

1.1接種污泥水解酸化池的接種污泥取自贛州市定南縣生活污水處理廠。

1.2養(yǎng)殖廢水“水解酸化 + A2O”試驗用養(yǎng)殖廢水取自定南陽林生態(tài)農(nóng)業(yè)科技有限公司，廢水具體成分見表1。

表1 “水解酸化 + A2O”工藝研究試驗養(yǎng)殖廢水水質(zhì)

1.3檢測方法各檢測指標(biāo)采用的主要儀器和方法見表2。

2 結(jié)果與分析

2.1水解酸化池的快速啟動水解酸化反應(yīng)在室溫下啟動。接種污泥取回后經(jīng)過2 h沉淀后，將污泥導(dǎo)入水解酸化池，污泥體積占反應(yīng)器體積的30%。試驗采用連續(xù)進(jìn)水方式，水力停留時間為12 h。微生物對廢水有一個適應(yīng)過程，因此進(jìn)水濃度采用逐漸增加的策略。水解酸化池啟動期間的污泥濃度如圖1所示。

從圖1可看出，在進(jìn)水的前幾天，水解酸化池中的污泥濃度呈現(xiàn)快速下降的趨勢，這是由于反應(yīng)器剛啟動不穩(wěn)定，部分污泥隨著出水流失，同時大量好氧微生物因為環(huán)境改變而死亡。隨著兼性菌和厭氧菌的大量繁殖，污泥濃度開始慢慢升高，并逐漸成為水解酸化池的主導(dǎo)微生物，污泥濃度趨于穩(wěn)定。最后幾天污泥濃度維持在7 200 mg/L左右，污泥呈灰褐色，啟動完成。

表2 主要指標(biāo)檢測儀器及方法

圖1 水解酸化池啟動期間污泥濃度變化Fig.1 Change of sludge concentration during startup of hydrolysis acidification tank

揮發(fā)性脂肪酸(VFA)是水解酸化的主要產(chǎn)物，進(jìn)出水的VFA變化可以直接反映水解酸化的效果。由圖2可見，在啟動的前期，系統(tǒng)出水的VFA含量無明顯的變化。隨著系統(tǒng)的逐漸穩(wěn)定，VFA濃度不斷增加，最好穩(wěn)定在一定水平。這是由于兼性微生物和厭氧微生物逐漸成為主導(dǎo)菌群，活動力增強。VFA作為它們主要的代謝產(chǎn)物含量增加，表明系統(tǒng)水解酸化過程良好。

圖2 水解酸化池啟動期間出VFA濃度的變化Fig.2 Changes of VFA concentration during startup of the hydrolysis acidification tank

pH是反映水解酸化過程的重要指標(biāo)。由圖3可知，在啟動前期，系統(tǒng)的pH變化很小，進(jìn)出水的pH非常接近，保持在7.3～7.6。隨著系統(tǒng)的逐漸穩(wěn)定，兼性菌和厭氧菌的大量繁殖，其代謝產(chǎn)物VFA開始積累，導(dǎo)致出水pH開始穩(wěn)步下降，最后穩(wěn)定在6.5～6.7，系統(tǒng)啟動成功。水解酸化微生物對pH的適應(yīng)性很強，在pH 3.5～10.0都能反應(yīng)。當(dāng)然pH對水解酸化微生物的生長繁殖還是有影響的，研究表明最適pH為5.5～6.5[8]。

圖3 水解酸化池啟動期間進(jìn)出水pH的變化Fig.3 Changes of pH of the influent and effluent water during startup of the hydrolysis acidification tank

啟動期間水解酸化池內(nèi)COD的變化如圖4所示，在啟動的前幾天接種污泥還不能適應(yīng)新的環(huán)境體系，進(jìn)出水COD無明顯變化。隨著好氧微生物的大量減少、兼性微生物及厭氧微生物數(shù)量的逐漸增加，系統(tǒng)內(nèi)的有機(jī)污染物逐漸降解，出水COD漸漸低于進(jìn)水COD，COD去除率穩(wěn)步提升。隨著整個系統(tǒng)的穩(wěn)定運行，COD去除率趨于穩(wěn)定，最后水解酸化池的COD去除率穩(wěn)定在27%左右，反應(yīng)器啟動完成。

圖4 水解酸化池啟動期間進(jìn)出水COD的變化Fig.4 Changes of COD of influent and effluent water during startup of hydrolysis acidification tank

2.2水力停留時間對水解酸化效果的影響水力停留時間是控制水解酸化工藝的關(guān)鍵因素，要保證后續(xù)工藝的穩(wěn)定運行，就要有效地控制水力停留時間。雖然較長的水力停留時間可以增加菌群與有機(jī)質(zhì)的接觸程度，但是過長的時間對污染物的去除并無顯著的提高[9]。

從不同水力停留時間下水體COD的去除率變化情況(圖5)可看出，當(dāng)水力停留時間為8 h時，COD的去除率為21%～23%；提高水力停留時間到10 h，COD的去除率提高至26%～29%；繼續(xù)提高水力停留時間對COD的去除無明顯作用，去除率和8 h無顯著差別。水解酸化池主要通過污泥截留和大顆粒有機(jī)物的沉淀來去除COD，在一定范圍內(nèi)提高水力停留時間，菌群和有機(jī)物的接觸程度增加，COD去除率也會變大。當(dāng)達(dá)到一定限值后，繼續(xù)提升水力停留時間對COD的去除率影響很小。

圖5 不同水力停留時間下COD的去除率變化Fig.5 Change of COD removal rate under different hydraulic retention time

不同水力停留時間對SS去除率變化如圖6所示，水解酸化池SS的去除相當(dāng)穩(wěn)定，去除率維持在70%～75%，且不同水力停留時間對SS去除率沒有明顯的影響。這是由于厭氧污泥表面積大，吸附性強，對水中大部分懸浮物具有很強的吸附力，同時能夠沉淀大顆粒有機(jī)物。

圖6 不同水力停留時間下SS的去除率變化Fig.6 Changes of SS removal rate at different hydraulic retention times

綜合不同水力停留時間下COD和SS的去除情況，水解酸化池最佳水力停留時間選擇為10 h。

2.3水解酸化池對營養(yǎng)鹽的去除效果水解酸化池對氨氮的去除情況如圖7所示，進(jìn)出水氨氮濃度無明顯變化規(guī)律。這是由于水解酸化池基本無硝化過程，僅存在小部分的反硝化作用，因此出水氨氮有時會略低于進(jìn)水濃度。同時由于微生物對有機(jī)氨的降解作用，形成少量氨態(tài)氮，有時出水濃度會略高于進(jìn)水濃度。總體來說，水解酸化池對氨氮濃度的影響較小，進(jìn)出水無明顯變化。

圖7 水解酸化池氨氮濃度變化情況Fig.7 Changes of ammonia nitrogen concentration in the hydrolysis acidification tank

由圖8可知，水解酸化池對總磷有一點的去除效果，但去除率較低。進(jìn)水總磷濃度在25～28 mg/L，出水總磷在23～26 mg/L，總磷去除率為4%～6%。水解酸化池對總磷的去除主要是對不溶性磷的沉淀截留和微生物降解去除，去除率不高?？偭椎娜コ€得依靠后續(xù)厭氧和好氧條件下的生物除磷共同完成。

2.4水解酸化+A2O組合工藝對廢水的處理效果該試驗在水解酸化池和 A2O 反應(yīng)器均穩(wěn)定運行時采取了連接，其中水解酸化池的水力停留時間為10 h，A2O 反應(yīng)器最優(yōu)控制參數(shù)為：回流污泥比控制在70%，混合液回流比控制在300%，好氧池溶解氧濃度控制在3 mg/L。

水解酸化池可提高廢水的可生化性，水解酸化就是利用水解微生物和產(chǎn)酸微生物的共同作用將污水中的一部分大分子和難溶解的有機(jī)物轉(zhuǎn)化成小分子易生物降解的有機(jī)物，這樣就方便了有機(jī)底物被后續(xù)厭氧段微生物的快速有效吸收。COD和氨氮的去除效果如圖9所示，經(jīng)過水解酸化預(yù)處理后，系統(tǒng)的處理能力有了很大提升，COD和氨氮的平均去除率分別達(dá)89.2%和77.4%。其中，COD出水平均濃度為284 mg/L，氨氮平均濃度為59 mg/L。

圖9 “水解酸化 + A2O”組合工藝對COD和氨氮去除情況Fig.9 Removal of COD and ammonia nitrogen by the combination process of "hydrolysis acidification + A2O"

水解酸化過程中產(chǎn)生的揮發(fā)性脂肪酸是影響生物除磷過程好壞的主要基質(zhì)。在生物除磷過程中，進(jìn)水中揮發(fā)性脂肪酸的含量和其他轉(zhuǎn)化來的揮發(fā)性脂肪酸能否滿足聚磷菌合成需求是控制聚磷菌釋磷和吸磷效果的控制要點[10]。生物除磷過程中的釋磷和吸磷是2個緊密聯(lián)系的過程，聚磷菌想要更好吸磷的前提是在厭氧環(huán)境的充分釋磷。提高進(jìn)水中揮發(fā)性脂肪酸的含量可以提高釋磷速率，釋磷量和PHAs的生成量[11]。厭氧釋磷量越高，聚磷菌在厭氧段儲存的PHAs越多，對應(yīng)好氧段的聚磷量也會隨之增加，對磷的去除效果也越好[12]?？偭椎娜コЧ鐖D10所示，經(jīng)過水解酸化預(yù)處理后，系統(tǒng)的除磷能力也有很大提升，在總磷進(jìn)水平均濃度為30.4 mg/L時，總磷平均去除率達(dá)84.2%，出水平均濃度為4.8 mg/L。

圖10 “水解酸化 + A2O”組合工藝對總磷的去除情況Fig.10 Removal of total phosphorus by the combination process of "hydrolysis acidification + A2O"

3 結(jié)論與討論

該試驗中，在常溫條件下，水解酸化池接種污泥采用好氧污泥，通過逐漸增加進(jìn)水濃度的方式啟動，系統(tǒng)啟動后，水解酸化池pH穩(wěn)定在6.5～6.7，COD去除率為27%左右，總磷去除率在4%～6%，對氨氮無明顯去除作用，系統(tǒng)最佳水利停留時間為10 h；水解酸化預(yù)處理后，A2O系統(tǒng)的性能有了明顯提升，組合工藝處理廢水的COD、氨氮和總磷去除率分別達(dá)89.7%、77.3%和84.2%，出水可滿足畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)要求。由于復(fù)合A2O為整體設(shè)計，水解酸化預(yù)處理和A2O系統(tǒng)過程又是同時進(jìn)行的，因而此廢水處理組合工藝既減少用地，又降低造價和運行費用，符合資源節(jié)約型、環(huán)境友好型社會的發(fā)展要求，對生物法處理規(guī)模化養(yǎng)殖廢水有一定的理論價值參考。