水解-好氧生物处理工艺特点和机理

水解-好氧生物处理工艺特点

1、水解池与厌氧UASB工艺启动方式不同

水解池的启动采用了动力学控制措施，通过调整水力停留时间，利用水解**、产酸菌与甲烷菌生长速度不同，利用水的流动造成甲烷菌在反应器中难于繁殖的条件。图2-6是水解池在启动期间污泥甲烷活性的变化，随着水解池的运行甲烷菌的活性逐步降低。这也初步证实了采用动力学控制措施的有效性。采用城市污水直接培养成熟的水解污泥外观呈黑色，结构密实。污泥中杂质较多，VSS/MLSS底部为57.5%，上部为55.1%。污泥层的平均污泥浓度为15g/L，污泥层在2.5-3.5m之间。在高倍显微镜下发现**的形态以长短杆菌为主。

由于进水的溶解氧为零，所以好氧**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**是专性***，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。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2-5中的数据所示。

表2-5 生物污泥活性检验

结果表明，消化污泥的厌氧程度*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90.9mg/L，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。

2、水解池可取代初沉池

从表2-6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、BOD₅、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**处理，出水水质将比初沉池有很大程度的改善。

表2-6 水解池与初沉池处理效果

3、较好的抗有机负荷冲击能力

图2-7是进水浓度与去除率的关系，从图2-7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负荷从1.95kg/（m³·d）变化到8.8kg/（m³·d），出水COD从207mg/L变化到316mg/L。

4、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**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74.5%、55.3%。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10-20℃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%。

5、在低温条件下仍有较好的去除效果

水解池即使在*低水温（10℃）时仍可稳定运行，图2-8为停留时间3.5h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。

6、有利于好氧后处理

表2-7为水解工艺结**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2-7 不同工艺处理北京高碑店城市污水实验结果对比

7、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*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311.7kg/d，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8-12h下，水解污泥的含水率可从98.5%降至90%左右，浓缩后污泥可直接进行脱水。

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0.45um滤膜的组分；胶体COD为通过4.4um滤纸的过滤液与溶解性COD之差；超胶体COD为通过4.4um-100um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2-9。

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10-20℃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2-10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**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

1、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v_i，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2-11所示结果。

图2-11中v₀为无量纲化上升流速，v₀=v_i/v_max，v_max为密云县城市污水处理厂设计*大上升流速，m/h；X为平均污泥浓度，g/L。

从图2-11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v_r和水流的上升流速v_i在稳定状态达到平衡时形成，即v_r=v_i。而污泥的沉淀速度与污泥浓度可用Dick理论公式描述：

v_r=αX^-n=9.53X^-0.75

因此，通过图2-11中数据可以得到应用于城市污水水解池中的关系式：

v₀=v_i/v_max=α’X^-n=5.29X^-0.75

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、*大流量和*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*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*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。

2、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2-12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（θ_c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；**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；**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，使污泥浓度与停留时间达到一个新的稳定状态。图2-12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各种有机污染物进行鉴定，是国内外近年来在环境工作中的新进展。色谱仪能有效地分离污水中有机混合物，而质谱仪又能对单一组分进行定性鉴定。采用液-液萃取、毛细管气相色谱法及气相色谱/质谱联机法，对有机污染物在水解池、曝气池中的降解过程进行了分析、研究，以期对有机污染物在新的工艺过程中的降解转化过程的特殊性进行了解。水样采取24h的混合样，水质的常规指标数据见表2-8。

表2-8  水质参数表

对水解反应前后及*终出水有机物组分采用色谱-质谱分析结果见图2-13。峰面积数据由气相色谱积分仪给出（面积由1000以上开始积分），有机物鉴定采用色谱-质谱联机法，由表2-9给出。需要说明的是，表2-9中只给出了主要的化合物，对于峰面积较小的化合物表2-9中没有给出。

表2-9 采用色谱-质谱联机法鉴定不同处理阶段有机物的定性分析结果

图2-13是不同反应阶段碱性/中性化合物色谱变化图和酸性化合物色谱变化图，图2-14是根据色谱图计算不同保留时间间隔内山峰峰数与峰面积反应前后的对比图。可以分析有以下几个现象。

（1）         不论是酸性组分或碱性组分/中性组分色谱图，经水解反应后出峰时间都大幅度提前，尤其以酸性组分更为明显，说明经过反应后小分子化合物增加。

（2）         酸性组分化合物个数明显增加，由45个增至60个，同时，酸性组分总峰面积有所增加。

（3）         碱性/中性化合物数由35个减至18个，而碱性/中性组分峰面积有所减少，以上事实说明碱性/中性化合物经酸化反应后结构发生了很大变化。

（4）         化合物峰面积与峰数分布反应前后发生变化，原污水是随着保留时间的增大而增加，这说明大分子化合物比例占绝大多数，在保留时间大于20min时，酸性组分出峰个数占出峰总数51%，峰面积也占同样的比例；经水解酸性反应后保留时间大于20min，酸性组分峰数占总峰数的比例降为25%，峰面积比例仅为4.6%；而保留时间小于10min时，峰面积的碱性/中性组分占92.5%，酸性组分占83.9%，说明小分子化合物占化合物比例的绝大部分。详细的数据比例见图2-14。

（5）         碱性/中性化合物峰面积有所减少，而酸性组分总峰面积有所增加，说明碱性/中性化合物转变为酸性化合物。

通过上述现象分析，结合质谱化合物检索可以得出如下结论。

（1）         经水解反应池后，酸性化合物数量和种类大幅度增加，说明水解反应池对有机物不仅仅起到物理截留作用，而是以生物作用为主的水解-酸化反应过程，同时也说明酸化过程的工程控制措施是恰当的。

（2）         经水解-酸化反应后，有机物的种类并没有减少，相反增加了许多小分子的化合物，这些化合物是水解、酸化反应的中间产物，这与一般生物处理构筑物降解规律是有区别的。从溶解性有机物的数量（以峰面积表示）上，经过水解反应后总量有所增加，这说明部分不溶性有机物经过水解-酸化反应后确实转变为溶解性有机物，从而使悬浮性有机物量有所减少。

（3）         进水中主要有机物相当部分为大分子化合物（在C₉以上），其中有很多苯系化合物（见表2-9），这些苯系化合物在水解池出水与*终出水中部未检出，这说明难降解大分子物质经过水解-酸化后可以降解。从微观角度为说明水解-好氧工艺*终出水可优于传统好氧生物处理工艺提供了理论基础。

（4）         经水解-酸化反应后产物大部分是酸性小分子化合物，且多为C₂-C₆化合物。经过水解-酸化反应后，有机物的种类并没有减少，相反增加了许多小分子的化合物，这些酸性化合物容易被生物降解，这也从一个侧面说明，为什么经过水解-酸化反应后BOD₅/COD比值有所提高，即可生化性有所提高。这是由于大分子难降解化合物降解为小分子易降解的酸性小分子化合物所致。

（5）         经过活性污泥法*终处理后，出水的化合物种类和含量有明显减少。BOD₅去除率可达90%以上，但某些化合物，如4，4-（1，1-甲基亚乙基）双酚等化合物由于其结构上的特点，在处理过程中没有被分解。并且在处理后出现一些新化合物，如β-D-哔喃果糖三苷等化合物，它们可能是微生物生物代谢过程中的中间产物，或者为某些胞外酶。这些有机物的共同特点是难于为生物所降解，这也说明为什么二级处理到一定程度，*终出水COD浓度仍然保持一定水平的原因。

采用色质联用方法研究水解-酸化过程特性，进一步证实了对水解池在工艺中所起作用的分析、推断。从理论上说明了水解-好氧生物处理的机理，但在分析中也存在一些没有解决的问题，例如，对于水解降解产物中一些卤代烃产物的形成途径缺乏认识，还有待于进一步分析。