餐厨沼液处理总氮提标改造工程实践研究

王磊，孙建亭，黄格*，李凯，李武，蒋稳

（1.中钢集团武汉安全环保研究院有限公司，湖北武汉 430081；2.武汉环投千子山环境产业有限公司，湖北武汉 430100）

餐厨垃圾处理方式较为多样，目前常用的有填埋、焚烧、厌氧消化、堆肥、热解、微生物资源化等。从目前运行来看，厌氧消化技术具有污染物排放少、经济效益好等特点，对环境和经济的可持续发展都具有重要的意义。目前国内已建成或在建的餐厨垃圾处理工程中，厌氧消化工艺所占的比例高达60%以上[1]。

厌氧发酵产生的沼气除满足厂内用热外，剩余沼气可用于发电。餐厨垃圾中的油脂进行分离后外卖给第三方有资质的企业生产生物柴油，产生的沼渣经脱水达到填埋场要求的标准后，运至附近的卫生填埋场进行填埋处理。但厌氧消化后的剩余沼液仍含有很高的污染物，若不及时处理，会对周围环境造成很大影响[2]。

深圳市某餐厨沼液处理厂采用“AO+AO+MBR+NF”工艺处理餐厨沼液废水。该污水处理厂处理后产水水质满足《广东省污水综合排放标准》（DB 44/26—2001）[3]第二时段排放标准。随着深圳市环保执法程度越来越严格，要求该餐厨沼液处理厂其他指标满足排放标准的同时，排水总氮浓度小于70 mg/L。为满足新的总氮排放要求，业主单位联合设计单位和运营单位对该污水处理厂进行了提标改造。

1 改造前运行现状

1.1 运行工艺

该餐厨沼液处理厂处理餐厨沼液500 t/d，采用的工艺流程见图1。本项目设计进出水水质见表1。

图1 改造前工艺流程图

表1 进出水水质表（单位：mg/L）

1.2 处理效果

本项目在运行期间，其处理效果见表2。本项目除总氮外，其他指标均可满足排放标准，但在运行过程中发现存在以下的问题。

表2 处理效果统计表（单位：mg/L）

（1）大量悬浮物进入系统。由于无预处理系统、原液中大量的悬浮物（SS）未经处理直接进入到两级AO 系统。这些SS 并不能被微生物降解，导致生化污泥活性变差，经常堵塞板式换热器及超滤膜，给生产运营带来了不便。

（2）生化污泥变差。生化污泥变差主要有两个原因：①大量SS 进入生化系统，这些SS 难以被微生物利用，SS 悬浮于污泥混合液中，一方面会导致生化的曝气量增加，进而导致污泥解体，影响微生物处理难降解有机物的效果，另一方面SS 会阻碍污泥絮凝抱团，影响污泥的活性；②硝酸盐的积累、反硝化运行不能经过正常的工作去除硝态氮。同时，进水中的有机物在好氧阶段去除会导致污泥负荷太高，细菌将大量有机物吸入体内，无法在体内进行正常代谢，使细菌向体外分泌出过量的多聚糖类物质，这些物质具有亲水性，会使污泥结合水大大增加，从而形成粘性胶团状，污泥活性变差，进而影响微生物处理难降解有机物的效果[4]。

（3）二级AO 基本不起效果。从前期实验运行数据来看，二级AO 对COD 以及总氮基本没有去除效果。这主要是由于一级AO 出水以混合液的形式进入中间水池后再进入二级AO，导致一级AO 和二级AO 的污泥浓度基本接近，而污染物负荷基本在一级AO 去除，二级AO 长期处于C/N 不均衡的状态，导致其处理效果差，起不到处理的作用。

（4）耗药量大。由于进水中含有大量的氨氮，氨氮在生化曝气阶段与氧气结合生成硝态氮需要消耗大量的碱度。另一方面反硝化反应不能正常工作产生碱度，现阶段每吨水约需要6 kg 氢氧化钠来补充碱度。

（5）系统运行不稳定。由于活性污泥长期处于不正常状态，当进水有波动时，出水氨氮等指标偶有超标现象，给运行管理带来麻烦。

2 污水厂工艺改造

2.1 工艺调整

AO 工艺采用前置反硝化工艺，可以充分利用进水中的可降解有机物，这样保证了缺氧段所需碳源的目的[5]；硝化过程中产生的硝态氮可以通过硝化液回流的方式在A 池充分去除。将反硝化过程前置的另一个优点是可以借助于反硝化过程中产生的碱度来实现对硝化过程中对碱度消耗的内部补充作用[6]。序批式活性污泥法（SBR）是一种按间歇曝气方式运行的活性污泥污水处理技术，与其他生化运行方式相比，SBR 集好氧、缺氧、沉淀于一体，可以充分利用池容降解有机物和氨氮。实践表明，SBR 对化学需氧量（Chemical Oxygen Demand，COD）有90%以上的去除率，对氨氮也有95%以上的去除率。因此，SBR工艺在垃圾渗滤液、印染废水、化工园区废水等领域得到普遍应用。SBR 集反应、沉淀于一体，节省了沉淀池和污泥、污水回流系统，所以具有占地小、运行费用低、设备简单以及维护方便等优点[7]。SBR 工艺的另一个明显优势是耐冲击负荷比较强，对进水具有很强的稀释作用，可以充分缓释进水中难降解有机物以及氨氮的负荷冲击[8]。

本次改造充分考虑了AO 工艺的A 池前置特点，充分利用进水中的有机碳源可节省外部碳源补充，同时保留了SBR 池的特点。工艺调整为A-SBR 后，相比于AO工艺，A-SBR 工艺更耐负荷冲击，对污水具有稀释和缓冲作用，且能有效抵抗进水量和有机负荷的冲击。

2.2 管道改造

2.2.1 生化管道改造

为加大一级A 池的脱氮效率，本项目增加SBR池末端回流管至A 池。在SBR 进水及曝气阶段使其混合液回流至A 池，回流量控制在20 ～30 m3/h。当SBR 处于沉淀阶段时，停止回流。此外，为加大二级AO 的脱氮效率，本项目在二级AO 中增加O 池回流A 池的管道，控制回流比为8 ∶1 左右。

2.2.2 超滤回流管道改造

为了避免将过多的溶解氧带到A 池，影响A 池的脱氮效率，本项目将超滤回流管道更改到二级O 池及二级A 池，回流到O 池。在保证二级A 池的溶解氧低于0.5 mg/L 的情况下，回流到A 池可以提高脱氮效率。超滤回流管道回流到二级A 池及O 池之间设置有阀门切换，可根据A 池的在线监测DO 数据以及化验数据调整阀门开度。

2.3 启动预处理

污水中含有大量悬浮物、胶体物质和油类，采用气浮除油+化学絮凝沉淀预处理，能去除大部分悬浮固体、油类及胶体污染物，COD去除率可达10%左右，能够减轻后续处理单元的运行压力。

2.4 污泥更换

一方面现有污泥活性差，其处理总氮几乎没有效果；另一方面污泥因粘性膨胀导致其沉淀效果差也不利于后续的污泥脱水处理，且再次驯化需要时间比较长。因此，本项目从附近污水处理厂重新接种污泥进行培养。

2.5 药剂投加量调整

在污泥培养及运行阶段，根据水质化验结果，为满足微生物对主要营养物质C ∶N ∶P=100 ∶5 ∶1的浓度比例需求，在进水A 池以及二级A 池投加乙酸钠作为碳源，加强反硝化处理总氮的效果。本项目在改造后的工艺流程见图2。

图2 改造后工艺流程图

3 改造后运行效果

3.1 COD 去除效果

该污水处理厂完成总氮提标改造后运行1 年多以来，出水水质稳定达标，在2022 年3－9 月运行期间COD 去除效果见图3。预处理系统主要靠混凝沉淀作用去除COD[9]，其对COD 的去除率[去除率=（原液COD 浓度-预处理水COD 浓度）/原液COD 浓度×100%]仅有10%，A-SBR 以及二级AO 对COD 的去除率达到90%以上。相比提标改造前，二级AO 平均出水COD 浓度下降了33%。这主要是得益于预处理系统的开启，其去除的COD 基本上是难被微生物利用的大分子难降解有机物，降低了后续生化系统及膜系统的运行压力。

图3 改造后COD 处理运行效果

3.2 氨氮、总氮去除效果

预处理系统通过混凝沉淀对氨氮的去除率仅为8%，氨氮的去除主要通过A-SBR 和二级AO 系统的硝化作用完成。A-SBR 和二级AO 系统对氨氮的去除率可达99.6%以上（图4）。

图4 运行期间氨氮变化

预处理系统通过混凝沉淀对总氮的去除率仅为7%，总氮的去除主要通过A-SBR 和二级AO 系统的反硝化作用完成。A-SBR 系统对总氮的去除率达到85%以上，二级AO 系统对总氮的去除率达到90%以上（图5），二级AO 出水总氮基本维持在40 mg/L 左右。A-SBR 系统和二级AO 系统对总氮的去除效率都很高，这主要是由于A-SBR 与二级AO 的处理污染物负荷不同的情况下，两者均保持相对独立的污泥处理系统。A-SBR 系统的上清液进入二级AO 系统，极大程度上避免了两者污泥浓度的混合，提高了两者的总氮去除效率。

图5 运行期间总氮变化

3.3 SS、总磷去除效果

总磷和SS 主要通过预处理系统的混凝沉淀作用去除，预处理系统对总磷和SS 的去除率分别在80%和75%以上（图6），极大降低了后续生化系统及膜系统的运行压力。另外，预处理系统运行时需要添加聚合氯化铝（PAC）、聚合硫酸铁（PFS）等混凝剂。生化系统因反硝化系统产生了一定量的碱度，其基本上不需要额外添加碱以维持系统的pH 运行环境，但需要再添加一定量的乙酸钠作为碳源用于生物脱氮。

图6 运行期间总磷和SS 变化

结合图3 ～6，本项目总氮提标工程改造后，总氮在改造后生化阶段也可以满足排放要求，二级AO出水COD 浓度下降了33%，极大降低了后续膜系统的运行压力。

4 结论

本项目总氮提标改造后，A-SBR 系统对总氮的去除率达到85%以上，二级AO 系统对总氮的去除率达到90%以上；二级AO 出水总氮基本维持在40 mg/L左右，二级AO 出水总氮可以满足新的排放要求；预处理系统对总磷和SS 的去除率分别在80%和75%以上，降低了后续生化系统及膜系统的运行压力。COD、氨氮、总磷以及SS 均满足《广东省污水综合排放标准》（DB 4426—2001）第二时段排放标准。本项目的改造内容和工艺运行方式，可以为其他类似总氮提标改造项目提供参考。