劉 劍

（湖南省生態(tài)環(huán)境事務(wù)中心，湖南長沙 410019）

某污水處理廠接納所在鎮(zhèn)區(qū)的生活污水以及周邊幾家以化纖加工為主的工業(yè)企業(yè)排放的處理后尾水，設(shè)計日處理能力為5 萬t。采用的工藝流程為泵房提升+旋流沉砂+水解酸化+A2O（O 池為氧化溝）+輻流沉淀+消毒。污水處理廠的排放標(biāo)準(zhǔn)執(zhí)行《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB 18918—2002）一級A 標(biāo)準(zhǔn)。

依據(jù)污水處理廠與當(dāng)?shù)卣奶卦S協(xié)定，周邊企業(yè)需自行將污水處理至COD≤300 mg/L 后入管網(wǎng)再排進該污水處理廠。當(dāng)前，在日進水量5 萬t 左右的廢水中生活污水占比為4%左右，其余均為工業(yè)廢水。進水COD 穩(wěn)定在180～220 mg/L。

目前在運行過程中發(fā)現(xiàn)該污水處理廠無法穩(wěn)定實現(xiàn)達(dá)標(biāo)排放。參照現(xiàn)有城鎮(zhèn)以及園區(qū)廢水處理技術(shù)〔1-5〕，經(jīng)初步分析，該廠主要存在以下問題：1）進水B/C 低，廢水可生化性差，造成氧化溝內(nèi)的污泥增長困難、污泥濃度低、污泥沉降性能差，這主要是因為工業(yè)廢水在企業(yè)中已經(jīng)過生化處理，廢水中剩余的可生化物質(zhì)少，即使有一部分生活污水加入，但因水量少，仍無法明顯提高進水的可生化性；2）設(shè)計不足，水解酸化池停留時間過長（23 h）。為此，本研究針對現(xiàn)存問題開展技術(shù)攻關(guān)，以期實現(xiàn)污水達(dá)標(biāo)排放，同時也希望為具有類似特征的污水處理工程的設(shè)計及運行提供參考與借鑒。

1 材料與方法

1.1 廢水水質(zhì)

廢水呈淡黃色，主要污染物指標(biāo)見表1。

1.2 分析方法

COD 采用重鉻酸鉀標(biāo)準(zhǔn)法測定；BOD 利用快速測定儀測定；氨氮采用納氏比色法測定；總氮采用過硫酸鉀氧化紫外分光光度法測定；總磷采用鉬銻抗分光光度法測定；pH 采用pH 計測定；SS 采用重量法測定。

1.3 主要試劑與儀器

試劑：甲醇（液體，含水質(zhì)量分?jǐn)?shù)1%）、乙酸鈉（液體，COD 220 000 mg/L）、雙氧水（質(zhì)量分?jǐn)?shù)30%）、硫酸亞鐵、粉末活性炭（生物炭）、重鉻酸鉀、硫酸銀、濃硫酸、硫酸亞鐵銨、鄰菲啰啉、鄰苯二甲酸氫鉀、鹽酸、輕質(zhì)氧化鎂、納氏試劑、酒石酸鉀鈉、過硫酸鉀、硝酸鉀、鉬酸銨、酒石酸銻氧鉀、磷酸二氫鉀。

儀器：GZ-WXJ-Ⅲ微波閉式消解儀、PHSJ-4F pH 計等。

1.4 中試裝置

中試方案共兩種，對應(yīng)搭建兩套中試裝置。

中試裝置Ⅰ：按照1∶5 000 的比例在廠區(qū)自建與氧化溝與輻流沉淀池結(jié)構(gòu)相同的中試裝置，并在中試氧化溝裝置的進水口設(shè)置圓柱形小型反應(yīng)池（有效容積1 m3，內(nèi)置機械攪拌設(shè)備），各池之間通過管道連接；具體流程為廢水經(jīng)小型反應(yīng)池進入中試氧化溝，再流入中試沉淀池。

中試裝置Ⅱ：建造由Fenton 氧化塔、中和池、清水池與沉淀池組成的一體化裝置，材質(zhì)為聚丙烯（PP）；裝置的廢水處理量為20 m3/d，可間歇或連續(xù)運行；具體流程為廢水經(jīng)Fenton 氧化塔后進入中和池，經(jīng)中和反應(yīng)后流入清水池，再經(jīng)沉淀池處理后排出。

1.5 實驗方法

研究分為中試研究與污水處理廠調(diào)控研究兩部分。中試研究是考察向污水處理系統(tǒng)投加碳源和開展污水處理廠末端深度處理這兩種方法的可行性。污水處理廠調(diào)控研究是結(jié)合中試結(jié)果，對污水處理廠的處理系統(tǒng)進行綜合調(diào)控，以實現(xiàn)達(dá)標(biāo)排放。

1.5.1 中試研究

1）碳源投加實驗。將污水處理廠氧化溝內(nèi)的活性污泥由泵直接注入中試氧化溝內(nèi)，兩池的污泥濃度與特性幾乎一致，因此中試氧化溝內(nèi)的活性污泥不需要再進行馴化培養(yǎng)。將污水處理廠旋流沉砂池出水由泵引入中試氧化溝前的小型反應(yīng)池內(nèi)，向池內(nèi)分別單獨投加甲醇、乙酸鈉、粉末活性炭，廢水與投加試劑在小型反應(yīng)池內(nèi)混合均勻后自流到中試氧化溝內(nèi)參與好氧反應(yīng)。每種試劑均連續(xù)投加25 d，時間與污水處理廠氧化溝內(nèi)污泥泥齡基本一致。廢水經(jīng)中試氧化溝好氧處理后進入中試沉淀池，處理后排出，對排水進行取樣分析。

2）污水處理廠末端深度處理實驗（Fenton 實驗）。由泵從污水處理廠輻流沉淀池的排水口取水，將污水注入Fenton 反應(yīng)裝置，調(diào)節(jié)pH 為6；加Fenton試劑，反應(yīng)結(jié)束加堿液將廢水中和；中和后的廢水流入清水池，在清水池進行曝氣；隨后廢水被引入沉淀池中，在該池中投加絮凝劑PAM 進行沉淀處理，沉淀后取上清液進行分析。沉淀污泥由污泥泵送至污水處理廠污泥處理系統(tǒng)。

1.5.2 污水處理廠調(diào)控研究

1）依據(jù)中試實驗結(jié)果，將中試選取的調(diào)控方法應(yīng)用于污水處理廠，考察所選用的調(diào)控方法在污水處理中的實際應(yīng)用效能。

2）對污水處理廠的水解酸化池、缺氧池等處理單元進行調(diào)控以提高污水處理系統(tǒng)的處理能力。

2 結(jié)果與討論

2.1 中試研究

2.1.1 碳源投加的中試研究

小型反應(yīng)池內(nèi)甲醇、乙酸鈉、粉末活性炭投加量分別為250、135、240 mg/L，分析每個碳源投加體系在25 d 內(nèi)的好氧池污泥濃度以及出水COD、NH3-N、TP，結(jié)果見圖1～圖3。

圖1 甲醇投加對好氧系統(tǒng)的影響Fig. 1 Effect of methanol dosing on aerobic system

圖2 乙酸鈉投加對好氧系統(tǒng)的影響Fig. 2 Effect of sodium acetate dosing on aerobic system

圖3 粉末活性炭投加對好氧系統(tǒng)的影響Fig. 3 Effect of powder activated carbon dosing on aerobic system

由圖1～圖3 可知，通過對比3 個不同碳源投加體系在25 d 內(nèi)的污泥濃度變化可知，在投加碳源試劑后3 體系好氧池內(nèi)的污泥濃度都得到有效提升，污泥質(zhì)量濃度由初始約1 600 mg/L 分別提升到甲醇投加體系的2 955 mg/L、乙酸鈉投加體系的2 592 mg/L、活性炭投加體系的2 291 mg/L（25 d 平均值）。在出水COD 方面，甲醇與乙酸鈉投加體系可實現(xiàn)出水COD＜50 mg/L 的目標(biāo)，且出水水質(zhì)穩(wěn)定；而活性炭投加體系的出水COD 在60 mg/L 左右波動，無法穩(wěn)定實現(xiàn)COD＜50 mg/L。在出水NH3-N 與TP 方面，3投加體系都不能穩(wěn)定實現(xiàn)TP≤0.5 mg/L 的目標(biāo)，這可能是因為中試過程排泥量極少，同時也缺乏厭氧與缺氧處理環(huán)節(jié)。

對甲醇投加系統(tǒng)和乙酸鈉投加系統(tǒng)中試好氧池活性污泥進行鏡檢。從鏡檢結(jié)果可以發(fā)現(xiàn)，甲醇投加體系生物群落最為豐富，其次為乙酸鈉投加體系；兩體系中均發(fā)現(xiàn)較多小口鐘蟲和卑怯管葉蟲，這表明活性污泥系統(tǒng)較為成熟。圖4 為甲醇投加系統(tǒng)的鏡檢圖。

圖4 甲醇投加系統(tǒng)的中試好氧池污泥鏡檢圖Fig. 4 Microscopic inspection of sludge in aerobic tank of the methanol dosing system

分析了3 個碳源投加體系與污水處理廠氧化溝內(nèi)活性污泥的容積指數(shù)（SVI）。氧化溝、甲醇投加體系、乙酸鈉投加體系、活性炭投加體系25 d 內(nèi)污泥的平均SVI 分別為187、106、109 和123。SVI 值反映活性污泥的松散程度和凝聚沉降性能，一般情況下SVI 在50～150 較適宜〔6〕；氧化溝SVI 較高，表示污泥沉淀性較差。

2.1.2 Fenton 處理的中試研究

Fenton 處理是對污水處理廠輻流沉淀池出水進行的深度處理，通過對處理后的廢水進行分析可知，25 d 的出水中平均COD、NH3-N、TP 分別為39.62、5.26、0.17 mg/L，該方法可實現(xiàn)COD 與TP 達(dá)標(biāo)排放的要求。

2.1.3 中試結(jié)果分析

通過分析碳源投加的中試實驗數(shù)據(jù)可知，3 種碳源投加體系均可實現(xiàn)好氧池內(nèi)活性污泥泥量提高的目的。通過對比3 種碳源投加體系和Fenton 處理方案的出水COD 數(shù)據(jù)可知，除了添加活性炭的技術(shù)方案外，甲醇與乙酸鈉投加體系以及Fenton 處理方案均可穩(wěn)定實現(xiàn)COD＜50 mg/L 的排放標(biāo)準(zhǔn)。本研究對碳源投加方案和Fenton 處理方案開展了經(jīng)濟性分析，采用Fenton 氧化處理，土建與設(shè)備需一次性投資約3 500 萬元；此外，處理每噸廢水需要增加投資共計6.04 元。而采用甲醇與乙酸鈉投加方案，無需額外增加構(gòu)筑物，不僅節(jié)省土建投資，且操作靈活方便。相比甲醇，乙酸鈉具有安全、便于運輸、價格低等優(yōu)勢，因此中試研究給出的解決方案是向污水處理廠的氧化溝內(nèi)投加乙酸鈉。

2.2 污水處理廠調(diào)控研究

2.2.1 水解酸化池調(diào)控

依據(jù)污水處理廠的設(shè)計與建設(shè)資料，為了提高廢水的可生化性，設(shè)計單位前置了水解酸化處理單元，以期利用水解酸化作用分解廢水中的難降解物質(zhì)，提高廢水可生化性。但在應(yīng)用中發(fā)現(xiàn)，因污水處理廠來水大部分是化纖工廠排放的處理后尾水，根本無法利用水解酸化作用提高廢水的可生化性；反而因泥水停留時間過長（23 h），不利于后續(xù)好氧池內(nèi)污泥的增長。為此，本研究在沉砂池與厭氧池之間設(shè)置了超越管，將沉砂池出水直接引入?yún)捬醭亍?/p>

2.2.2 乙酸鈉投加量與投加位置調(diào)控

1）乙酸鈉投加量。

依據(jù)中試結(jié)果，在污水處理廠氧化溝進水口處利用管道添加乙酸鈉，投加量為135 mg/L。分析了氧化溝內(nèi)污泥濃度以及污水處理廠出水COD 的變化規(guī)律，結(jié)果見圖5。

圖5 氧化溝污泥濃度與出水COD 隨乙酸鈉投加量的變化Fig. 5 Changes of sludge concentration and effluent COD in oxidation ditch with sodium acetate dosage

由圖5 中12 d 的運行數(shù)據(jù)可知，氧化溝內(nèi)的活性污泥質(zhì)量濃度在投加乙酸鈉第2 天后開始顯著增加，一周后達(dá)到2 600 mg/L 左右，此后在此數(shù)值附近上下波動。污水處理廠出水COD 在投加乙酸鈉后逐漸降至50 mg/L 左右，但穩(wěn)定實現(xiàn)低于50 mg/L 存在一定難度。為了保持氧化溝內(nèi)的污泥量，此時間段外排剩余污泥量少，污泥回流量大，出水NH3-N不能實現(xiàn)＜5 mg/L 的排放標(biāo)準(zhǔn)。

本研究隨后將乙酸鈉投加量增加到200 mg/L，進一步考察氧化溝內(nèi)的污泥濃度與污水處理廠出水水質(zhì)。經(jīng)過近10 d 的運行后，氧化溝內(nèi)的污泥質(zhì)量濃度達(dá)到了3 700 mg/L 左右，但是出水COD 卻上升到65 mg/L 以上，同時NH3-N 與TP 也超出了排放標(biāo)準(zhǔn)。通過現(xiàn)場分析發(fā)現(xiàn)輻流沉淀池出水含有污泥絮體，這可能是由于污泥濃度增量大，造成輻流沉淀池處理能力不足。適量增大剩余污泥外排量，但出水COD 下降不明顯。因此，就本污水處理廠而言，較大量的乙酸鈉投加不利于廢水的達(dá)標(biāo)排放，還會增加外排污泥量，整體上導(dǎo)致污水處理廠運行成本提高。

2）乙酸鈉投加位置。

乙酸鈉是一種性能優(yōu)良的碳源，在促進反硝化方面也具有優(yōu)勢。但是前期研究顯示不管是中試實驗還是工程應(yīng)用，以乙酸鈉為碳源的方案出水NH3-N效果并不理想。為此，本研究參閱了脫氮方面的技術(shù)資料〔7-9〕，并結(jié)合工程實踐經(jīng)驗，分析得出主要問題是缺氧池內(nèi)的碳源不足或者存在的碳源不是能夠被反硝化利用的有效碳源。因此，本研究對乙酸鈉的投加位置進行了調(diào)整，將乙酸鈉分別投加到厭氧池與缺氧池進水口處，投加量均為135 mg/L。兩種投加位置的氧化溝出水NH3-N 結(jié)果見圖6。

圖6 乙酸鈉不同投加位置系統(tǒng)出水NH3-NFig. 6 NH3-N of system effluent at different dosing positions of sodium acetate

從圖6 可知，在厭氧池進水口處投加乙酸鈉時，氧化溝出水NH3-N 在6 mg/L 左右，且難以穩(wěn)定，因此在第14 天時就終止了此階段的實驗。研究還發(fā)現(xiàn)，在這14 d 的實驗過程中，氧化溝內(nèi)污泥的增長效果沒有把乙酸鈉直接添加到氧化溝進水口處好，且出水COD 也略差。

在缺氧池進水口處投加乙酸鈉時，氧化溝出水NH3-N 能夠穩(wěn)定保持在低于5 mg/L 水平，此種投加方式能夠很好地將廢水中的氮類物質(zhì)消除。但同時也發(fā)現(xiàn)，和在厭氧池進水口處添加乙酸鈉的情況一樣，氧化溝內(nèi)的污泥生長與出水COD 也不如在氧化溝進水口處直接添加乙酸鈉效果好，出水COD 有時高于50 mg/L。

2.2.3 缺氧池內(nèi)污泥ORP 調(diào)控

為解決在缺氧池進水口處添加乙酸鈉時NH3-N能穩(wěn)定達(dá)標(biāo)，而氧化溝內(nèi)的污泥生長不佳，且出水COD 不能穩(wěn)定達(dá)標(biāo)的情況，本研究提出了調(diào)控缺氧池內(nèi)污泥ORP（氧化還原電位）的思路。在線監(jiān)測數(shù)據(jù)顯示，污水處理廠缺氧池污泥ORP 在-220 mV 左右，此值偏低，可見污水處理廠的設(shè)計與運行存在不合理之處。本研究提出在缺氧池前1/3 段的底部敷設(shè)穿孔曝氣管，通過微曝氣使缺氧池內(nèi)污泥ORP 提高并維持在-50 mV 左右，隨后對比分析了ORP 調(diào)整前后，氧化溝內(nèi)污泥生長與出水COD 情況，結(jié)果見圖7。

圖7 不同污泥ORP 下氧化溝污泥濃度與出水COD 的變化Fig. 7 Changes of sludge concentration and effluent COD in oxidation ditch under different sludge ORP

通過對比圖7 發(fā)現(xiàn)，在缺氧池污泥ORP 提高到-50 mV 后的10 d 左右，氧化溝內(nèi)的污泥質(zhì)量濃度可以提高到2 800 mg/L，出水COD 可低于50 mg/L。污泥的ORP 是污泥厭氧或者缺氧程度的重要參數(shù)，是污泥產(chǎn)率的關(guān)鍵影響因素之一。S. SABY 等〔8〕發(fā)現(xiàn)在活性污泥系統(tǒng)中，污泥的產(chǎn)率隨集泥池內(nèi)污泥ORP 的降低而減少，當(dāng)ORP 為-250 mV 時，污泥產(chǎn)率為2.30 g/d；當(dāng)ORP 為-100 mV 時，污泥產(chǎn)率為2.79 g/d；當(dāng)ORP 為+100 mV 時，污泥產(chǎn)率為60 g/d。這也可能是氧化溝內(nèi)的污泥濃度隨缺氧池污泥ORP 提高而增加的原因，但是具體是何種原因?qū)е挛鬯幚韽S出現(xiàn)此情況，以及是否還與廢水特性有關(guān)，需要進一步研究。本研究隨后進一步提高了缺氧池內(nèi)污泥的ORP，但氧化溝內(nèi)污泥濃度提高不明顯，而出水NH3-N 卻增加顯著，甚至超出了排放標(biāo)準(zhǔn)。因此，本研究最終確定缺氧池內(nèi)的污泥ORP 維持在-50 mV 左右。

3 結(jié)論

經(jīng)調(diào)控，本研究最終以較小改造投資與較低運行成本實現(xiàn)了該城鎮(zhèn)污水處理廠污水的達(dá)標(biāo)排放。調(diào)控方案：1）在缺氧池進水口處投加乙酸鈉，投加量為135 mg/L；2）在缺氧池前1/3 段的底部敷設(shè)穿孔管，通過微曝氣使缺氧池內(nèi)部的污泥ORP 維持在-50 mV 左右。此方案可使污水處理廠氧化溝內(nèi)的污泥質(zhì)量濃度維持在2 700～3 000 mg/L，出水COD、NH3-N 與TP 滿足GB 18918—2002 中一級A 標(biāo)準(zhǔn)。

對于來水主要是工業(yè)企業(yè)處理后尾水的城鎮(zhèn)污水處理廠，不建議設(shè)置水解酸化處理單元，因為依靠水解酸化作用提高尾水可生化性很難實現(xiàn)。