水解-好氧生物处理工艺

实用水处理技术丛书城市污水生物处理新技术开发与应用——水解-好氧生物处理工艺目录TOC\o"1-3"\h\zHYPERLINK\l"_Toc28663835"第一节水解（酸化）工艺与厌氧工艺4HYPERLINK\l"_Toc28663836"一、基本原理4HYPERLINK\l"_Toc28663837"二、水解-好氧工艺的开发5HYPERLINK\l"_Toc28663838"三、水解（酸化）工艺与厌氧发酵的区别6HYPERLINK\l"_Toc28663839"第三节水解-好氧生物处理工艺特点8HYPERLINK\l"_Toc28663840"1、水解池与厌氧UASB工艺启动方式不同8HYPERLINK\l"_Toc28663841"2、水解池可取代初沉池9HYPERLINK\l"_Toc28663842"3、较好的抗有机负荷冲击能力10HYPERLINK\l"_Toc28663843"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10HYPERLINK\l"_Toc28663844"5、在低温条件下仍有较好的去除效果11HYPERLINK\l"_Toc28663845"6、有利于好氧后处理11HYPERLINK\l"_Toc28663846"7、可以同时达到对剩余污泥的稳定12HYPERLINK\l"_Toc28663847"第四节水解-好氧生物处理工艺的机理12HYPERLINK\l"_Toc28663848"一、有机物形态对水解去除率的影响12HYPERLINK\l"_Toc28663849"二、有机物降解途径13HYPERLINK\l"_Toc28663850"三、水解池动态特性分析14HYPERLINK\l"_Toc28663851"四、难降解有机物的降解15HYPERLINK\l"_Toc28663852"第五节水解工艺对后续好氧工艺的影响20HYPERLINK\l"_Toc28663853"1、有机物含量显著减少20HYPERLINK\l"_Toc28663854"2、B/C比值和溶解性有机物比例显著增加21HYPERLINK\l"_Toc28663855"3、BOD5降解动力学21HYPERLINK\l"_Toc28663856"4、污泥和COD去除平衡22HYPERLINK\l"_Toc28663857"第六节水解工艺的污泥处理23HYPERLINK\l"_Toc28663858"一、传统污泥处理的目的和手段24HYPERLINK\l"_Toc28663859"二、污泥有机物的降解表25HYPERLINK\l"_Toc28663860"三、污泥脱水性能及处理25HYPERLINK\l"_Toc28663861"第七节水解池的启动和运行27HYPERLINK\l"_Toc28663862"一、水解池的启动方式27HYPERLINK\l"_Toc28663863"二、配水系统29HYPERLINK\l"_Toc28663864"三、排泥32HYPERLINK\l"_Toc28663865"四、负荷变化对水解池处理效果的影响33HYPERLINK\l"_Toc28663866"第八节水解工艺的进一步开发和应用34HYPERLINK\l"_Toc28663867"一、芳香类化合物的去除35HYPERLINK\l"_Toc28663868"二、奈的去除35HYPERLINK\l"_Toc28663869"三、卤代烃的去除35HYPERLINK\l"_Toc28663870"四、难生物降解工业废水处理的实际应用35HYPERLINK\l"_Toc28663871"五、高悬浮物含量废水的水解处理工艺36HYPERLINK\l"_Toc28663872"六、水解工艺的适用范围及要求37HYPERLINK\l"_Toc28663873"第九节水解-好氧工艺技术经济分析39HYPERLINK\l"_Toc28663874"一、厌氧处理应用的经济分析39HYPERLINK\l"_Toc28663875"二、水解-好氧系统设计参数40HYPERLINK\l"_Toc28663876"第十节水解-好氧生物处理工艺设计指南42HYPERLINK\l"_Toc28663877"一、预处理设施42HYPERLINK\l"_Toc28663878"二、水解池的详细设计要求42HYPERLINK\l"_Toc28663879"三、反应器的配水系统43HYPERLINK\l"_Toc28663880"四、管道设计46HYPERLINK\l"_Toc28663881"五、出水收集设备46HYPERLINK\l"_Toc28663882"六、排泥设备47水解-好氧生物处理工艺根据传统活性污泥工艺基建投资高、运行费用高以及电耗高等问题，北京市环境保护科学研究院（原北京市环境保护研究所）在20世纪80年代初开发了水解（酸化）-好氧生物处理工艺。经过十多年的开发，围绕水解好氧技术已经形成一套完整的工艺技术。相继开发了水解-好氧生物处理工艺、水解-氧化塘处理工艺和水解-土地处理工艺等处理城市污水经济可行的工艺技术，这些工艺被先后应用建成城市污水处理厂10余座，取得了较好的环境效益和经济效益。特别是北京市密云县城污水处理厂（4.5万m3/d规模）、河南安阳市豆腐营污水处理厂（规模1.0万m3/d）、新疆昌吉市污水处理厂（1.5万m3/d）和深圳宝胺安县石岩污水处理厂（2.0万m3/d）都相继采用了该处理工艺。另外，国内同行开发了处理印染废水的水解-好氧-生物碳工艺，处理焦化废水的水解和AO工艺相结合的工艺，在啤酒废水和屠宰废水方面水解-好氧工艺相结合的工艺已是具有竞争力的一种标准工艺。水解（酸化）工艺还应用于工业废水处理中，如印染、纺织、轻工、酿酒、化工、焦化、造纸等行业的工业废水。水解-好氧工艺在推广过程中，全国各地有关部门及行业累计建设了上百座水解-好氧工艺的污水处理厂。因此，可以讲水解-好氧生物处理工艺是我国独立自主开发的污水处理工艺，为我国的水污染控制作出了积极的贡献。在以上的这一系列实践过程中，通过对各种不同工艺流程的推广应用，笔者认为有必要对生产性工程进行总结，以满足研究、设计和应用三方面要求。第一节水解（酸化）工艺与厌氧工艺一、基本原理污水生物处理工艺分好氧工艺和厌氧工艺，这两类工艺各有其优缺点。随着生物处理技术的发展，作为生物处理的主角仍是微生物。如何能使好氧生物处理工艺提高污泥浓度，减少氧的消耗‘如何使厌氧生物处理工艺缩短处理时间和提高处理负荷，是值得进一步研究的课题。各种类型有机污染物的厌氧（缺氧）、好氧降解反应过程汇总如下。好氧（微需氧）过程厌氧（缺氧）过程（1）COD→H2O+CO2（2）COD→CH4+CO2传统好氧工艺传统厌氧工艺（3）NH4+→NO3- （4）NO3-→N2硝化工艺反硝化或缺氧工艺（5）H2S→S0 （6）SO42-→H2S微需氧或好氧工艺厌氧反应（7）R-Cl→CO2+Cl- （8）R3CCl→CH4+CO2+Cl-好氧反应厌氧反应从化学反应式（1）-（8）来看，除反应式（1）、（2）为传统的好氧和厌氧工艺外，其他均为兼性菌的反应。人们过去对于好氧微生物和专性厌氧微生物研究十分充分，而对兼氧性微生物的研究不够。事实上，利用兼性细菌的工艺人们已开始有所涉及。如，对去除N、P的A2O或AO工艺（反应式（3）、（4）），是利用了兼性菌在好氧条件下进行好氧代谢，而在厌氧条件下进行不同代谢反应的工艺。在含有硫酸盐的有机废水中，厌氧反应将有机物和硫酸盐分别转化为有机酸和硫化氢（反应式（6）），产生的硫化氢被微需氧细菌直接氧化为硫元素。这可以用来去除硫化物并回收硫元素（反应式（5））。最新研究表明，一些在好氧状态下难降解芳香族和卤代烃在厌氧条件下容易分解（反应式（7）、（8））。以上反应是一些新工艺的化学反应基础，其基本原理是新工艺开发的基础和生长点。例如，目前国际和国内上流行的AB工艺和序批式活性污泥（SBR）工艺。前者是在A段的高吸附段发生了水解和部分酸化反应，大分子物质降解为小分子物质，所以使得整个工艺的效率大为提高。对于后者而言，在SBR的反应过程同样经历了好氧-缺氧和厌氧的过程。成功地利用兼性微生物的典型工艺是由北京市环境保护研究院在20世纪80年代开发的水解-好氧生物处理工艺。水解池利用水解和产酸微生物，将污水中的固体、大分子和不易生物降解的有机物降解为易于生物降解的小分子有机物，使得污水在后续的好氧单元以较少的能耗和较短的停留时间下得到处理。采用水解-活性污泥法与传统的活性污泥相比，其基建投资、能耗和运行费用可分别节省30%左右。由于水解池具有改善污水可生化性的特点，使得本工艺不仅适用于易于生物降解的城市污水等，同时更加适用于处理不易生物降解的某些工业废水，如纺织废水，印染废水，焦化废水，酿酒废水，化工废水，造纸废水等。二、水解-好氧工艺的开发水解-好氧工艺开发的目的是针对传统的活性污泥工艺具有投资大、能耗高和运转费用高等缺点，试图采用厌氧处理工艺替代传统的好氧活性污泥工艺。1983-1984年在北京进行了第一阶段实验，采用37L的UASB反应器，并配有三相分离器，停留时间为8.0h。在这一阶段COD、BOD5和SS的去除率分别在50-70%、60-80%和70-90%。尽管停留时间很长（8.0h），但沼气产量很低，仅为0.02m3/（m3·d）。从实验结果来看厌氧阶段的处理不足以使出水达到排放标准，不得不采用好氧后处理。另外，UASB反应器的反应时间太长，尽管其在运行费用和能耗等方面有一定的优势，但在基建投资方面不足以与传统活性污泥工艺相竞争。在北京进行的实验属于冬季水温（最低为9℃）较低的实验。在温暖气候条件下常温（10-20℃）厌氧处理生活污水的实验，存在两个问题。首先总的去除效果不理想，这是针对达标和总的停留时间而言。事实上，厌氧的停留时间在8-12h的去除效果还是相当高的，但是，要考虑到其与传统好氧工艺应有竞争力。第二，停留时间在8-24h的厌氧系统的竞争能力将大为降低，COD的去除率仅30-60%。这样还需要相当客观的好氧后处理设备。为了解决上述问题，将UASB反应器的运行方式改变为部分厌氧，即主要在厌氧反应的水解和酸化阶段（这也是称为水解-好氧工艺的原因），从而在反应器中取消了三相分离器，使得反应器结构十分简单，便于放大。虽然水解反应器的停留时间仅有2.5h，但分别可取得高达45.7%、42.3%和93.0%的COD、BOD5和SS去除率。后处理的活性污泥法仅需采用2.5h停留时间。新工艺有两个最为显著的特点：其一，水解池取代了传统的初沉池，水解池对有机物的去除率远远高于传统的初沉池，更为重要的是经过水解处理，污水中的有机物不但在数量上发生了很大变化，而且在理化性质上发生了更大变化，使污水更适宜后继的好氧处理，可以用较少的气量在较短的停留时间内完成净化；其二，这种工艺在处理污水的同时，完成了对污泥的处理，使污水、污泥处理一元化，可以从传统的工艺过程种取消消化池。作为一种替代的处理工艺，在总的停留时间和能耗等方面比传统的活性污泥要有很大的优势。三、水解（酸化）工艺与厌氧发酵的区别从原理上讲，水解（酸化）是厌氧消化过程的第一、二两个阶段。但水解（酸化）-好氧处理工艺中的水解（酸化）段和厌氧消化的目标不同，因此是两种不同的处理方法。水解（酸化）-好氧处理系统中的水解（酸化）段的目的，对于城市污水是将原水中的非溶解态有机物截留并逐步转变为溶解态有机物；对于工业废水处理，主要是将其中难生物降解物质转变为易生物降解物质，提高废水的可生化性，以利于后续的好氧生物处理。水解工艺的开发过程是从低浓度城市污水开始的，与高浓度废水的厌氧消化中的水解、酸化过程是不同的。在连续厌氧过程中水解、酸化的目的是为混合厌氧消化过程中的甲烷化阶段提供基质。而两相厌氧消化中的产酸段（产酸相）是将混合厌氧消化中的产酸段和产甲烷段分开，以便形成各自的最佳环境。因此，尽管水解（酸化）-好氧处理工艺中的水解（酸化）段、两相法厌氧发酵工艺中的产酸相和混合厌氧消化工艺中的产酸过程均产生有机酸，但是由于三者的处理目的的不同，各自的运行环境和条件有着明显的差异，主要表现在以下几个方面。（1）氧化还原电位（Eh）不同在混合厌氧消化系统中，由于完成水解、酸化的微生物和产甲烷微生物共处于同一个反应器中，整个反应器的氧化还原电位（Eh）的控制必须首先满足对Eh要求严格的甲烷菌，一般为300mV以下，因此，系统中的水解（酸化）微生物也是在这一电位值下工作的。而两相厌氧消化系统中，产酸相的氧化还原电位一般控制在-300—-100mV之间。水解（酸化）-好氧处理工艺中的水解（酸化）段为一典型的兼性过程，只要Eh控制在0mV左右，该过程即可孙里进行。（2）pH值不同在厌氧消化系统中，消化液的pH值控制在甲烷菌生长的最佳pH值范围，一般为6.8-7.2。在两相厌氧消化系统中，产酸相的pH值一般控制在6.0-6.5之间，在酸化反应器pH值降低时，丙酸的相对含量增大，而丙酸对后续的甲烷相中的产甲烷菌将产生强烈的抑制作用。对于水解（酸化）-好氧处理系统来说，由于浓度低不存在酸的抑制问题，因此，可以不控制pH值的范围，一般pH在6.5-7.5之间。（3）温度不同三种工艺对温度的控制也不同，通常厌氧消化系统以及两相厌氧消化系统的温度均严格控制，要么中温消化（30-35℃），要么高温消化（50-55℃）。而水解处理工艺对温度无特殊要求，通常在常温下运行，也可获得较为满意的水解（酸化效果）。由于反应条件不同，三种工艺系统种优势菌群也不相同。在厌氧消化系统种，由于严格地控制在厌氧条件下，系统中的优势菌群为专性厌氧菌，因此完成水解（酸化）的微生物主要为厌氧微生物。水解（酸化）工艺控制在兼性条件下，系统中的优势菌群也是厌氧微生物，但以兼性微生物为主，完成水解（酸化）过程的微生物相应也主要为厌氧（兼性）菌。对于两相厌氧消化系统中的产酸相，微生物的优势菌群随控制的氧化还原电位不同而变化。当控制的电位较低时，完成水解、产酸的微生物主要为厌氧菌；当控制的电位较高时，则完成水解、产酸的微生物主要为兼性菌。需要说明的是，水解-好氧工艺中的水解（酸化）过程与好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺A段中发生的水解过程也是有较大区别的。这表现在以下两个方面：首先是菌中不同，如上所述在水解工艺中的优势菌群是厌氧微生物，以兼性微生物为主，而在好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺A段中的优势菌是以好氧菌为主，仅仅部分兼性菌参加反应；其次，在反应器内的污泥浓度不同，水解工艺采用的是升流式反应器，其中污泥浓度可以达到15-25g/L，而好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺中从二沉池回流的污泥浓度一般最高为5g/L，并且以好氧菌为主。以上的差别造成了水解工艺是完全水解，而好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺中A段仅仅发生部分水解。微生物种群的差异使得三种工艺系统的最终产物也完全不同。在厌氧消化系统中，水解（酸化）产生的有机酸被立即转化为甲烷和二氧化碳（沼气）。水解（酸化）工艺中的最终产物为低浓度有机酸，个别情况下还有极少量的甲烷。而两相厌氧消化中的产酸相的产物主要为高浓度有机酸（主要为乙酸）、少量甲烷和二氧化碳（见表2-1）表2-1水解（酸化）-好氧处理工艺中是水解（酸化）与厌氧消化的比较工艺项目水解（酸化）-好好氧中的水解解（酸化）段段两相厌氧消化中的的产酸相厌氧消化Eh/Mv0-100～-3000<-300pH值6.5～7.56.0～6.56.8～7.2温度不控制控制控制优势微生物兼性菌兼性菌+厌氧菌厌氧菌产气中甲烷含量极少少量大量最终产物低浓度的有机酸高浓度的有机酸如如乙酸、少量量CH4/CO2CH4/CO2水解工艺的研究工作是从污水的厌氧-好氧生物处理小试验开始，经过反复实验和理论分析，逐步发展为水解（酸化）-好氧生物处理工艺。在水解反应器中实际上完成水解和酸化两个过程（酸化也可能不十分彻底），但为了简化称呼，简称为水解。如上一章所述厌氧发酵产生沼气过程可分为水解阶段、酸化阶段、乙酸化阶段和甲烷阶段等四个阶段。水解池是把反应控制在第二阶段完成之前，不进入第三阶段。采用水解池较之全过程的厌氧池（消化池）具有以下的优点。水解、产酸阶段的产物主要为小分子有机物，可生物降解性一般较好。故水解池可以改变原污水的可生化性，从而减少反应的时间和处理的能耗。对固体有机物的降解可减少污泥量，其功能与消化池一样。工艺仅产生很少的难厌氧降解的生物活性污泥，故实现污水、污泥一次性处理，不需要经常加热的中温消化池。不需要密闭的池，不需要搅拌器，不需要水、气、固三相分离器，降低了造价和便于维护。由于这些特点，可以设计出适应大、中、小型污水处理厂所需的构筑物。反应控制在第二阶段完成之前，出水无厌氧发酵的不良气味，改善处理厂的环境。第一、第二阶段反应迅速，故水解池体积小，与初次沉淀池相当，节省基建投资。因此，水解-好氧生物处理工艺是有自己特点的一种新型的水处理工艺。第三节水解-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，利用水解细菌、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细菌的形态以长短杆菌为主。由于进水的溶解氧为零，所以好氧细菌得不到发展。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，而产甲烷细菌是专性厌氧菌，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生物污泥活性检验污泥种类好氧活性污泥水解污泥肉联厂厌氧污泥接触酶活性+++++甲烷活性01①25.7结果表明，消化污泥的厌氧程度最高，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，先采用水解池进行一级处理，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项目水解反应器平流多斗沉淀池停留时间/h2.53.03.51.672.223.33COD去除率/%%43.041.340.6BOD去除率/%%29.833.128.1181217SS去除率/%82.674.8794240473、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，所以适合采用水解处理。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最低水温（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为水解工艺结合采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项目传统工艺曝气池运运行水解-好氧工艺曝气池运运行穿孔管曝气中微孔曝气穿孔管曝气中微孔曝气停留时间/h864.5844气水比15:114:14.9:16.2:17.3:13.8:1回流比505060605050污泥指数SVI26523923125927370.8出水SS浓度/（mg/L）15.186.711.620.217.4出水COD浓度/（mmg/L）150162.014891.687.685.1出水BOD浓度/（mmg/L）9.829.512.08.812.66.67、可以同时达到对剩余污泥的稳定如前所述，水解-好氧工艺的一个最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。在大量水解细菌的作用下将大分子、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vi，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=vi/vmax，vmax为密云县城市污水处理厂设计最大上升流速，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vr和水流的上升流速vi在稳定状态达到平衡时形成，即vr=vi。而污泥的沉淀速度与污泥浓度可用Dick理论公式描述：vr=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=vi/vmax=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、最大流量和最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，在最大流量条件下，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，在最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（θc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；第一种情况，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；第二种情况，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水质参数表项目进水浓度/（mgg/L）水解出水浓度/（mg/L）曝气池出水浓度//（mg/L）COD541.0263.992.4BOD215.1111.56.48SS43222.719.7对水解反应前后及最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序号化合物名称分子式进水水解出水二沉出水1含氧二氯甲基甲烷烷√21,2,3-三氯氯丙烷C3H5Cl3√3溴化二氯丙烷C3H5Cl2Br√42-溴-1-氯丙烷C3H6ClBr√51,3-二氯丙烷烷C3H4Cl2√62,3-二氯丙烷烷C3H4Cl2√71,2-双（2--氯乙氧基）乙乙烷C6H12O2Cl2√√81,3-二氯-22-丙醇C3H6Cl2O√92,3-二氯-11-丙醇C3H6OCl2√10氯乙酸C2H3OCl2√11氯化甲醚CH5OCl√122,3-乙氯-22-甲基-丙醛C4H6COCl2√132,3’-氯双（1-氯）-丙烷C6H12O2Cl2√141-溴-2-氟环戊烷C5H7BrF√154-氯苯酚C6H5Cl√16氯代苯酚√17氯萘C10H7Cl√182,6-二（1,,1-二甲基乙基基）苯酚C15H24O√√194,4’-（1,,1-甲基亚乙基基）双酚C15H10O√20苯乙腈C8H7N√21萘C10H8√22乙酸苯乙酯C10H12O2√23丙酸苯乙酯C11H14O2√24未知峰√253-甲基丁酸苯乙酯C13H15O2√263-甲基-2,6-二羧基基-4-乙烯酸C7H8O4√√序号化合物名称分子式进水水解出水二沉出水27丙酸C3H6O2√28甘氨酸C2H5O2N√29甲基戊酸C6H12O2√30己酸C6H12O2√31庚酸C7H14O2√32辛酸C8H16O2√33壬酸C9H18O2√√343-甲-2,6-二氯--4-己酸√363-羟基十六酸甲酯C17H34O3√37羟基乙酸甲酯C3H6O3√38十六酸甲酯C17H40O2√39环戊基十一酸甲酯酯C17H32O2√4014-戊基酸甲酯酯C16H23O2√41氯乙酸丁酯C6H11O2Cl√42磷酸三丁酯C12H27O4PP√43未知峰√442-甲基-2-甲氯基丙C6H14O√45未知峰C9H13O√462-甲基-环戊硫醇C9H12S√47九碳醇C9H20O√√48未知峰√49十八稀醇C18H36O√50十二基环乙醇C13H35O√51N-甲基戊炔醇C6H10O√52未知峰√53未知峰√54三十二醇C32H64O√552-（9-十八基氯）乙醇C20H40O2√56甲基十二醇C13H28O√√57十八碳烯醛C18H34O√58甲-2-南乙醛C9HO2O2√592-乙基-4-戊醛C10H8√602-L-比南半乳乳C7H14O3√61D-吡喃果糖三苷C13H20O6√62（2-乙基己基）噻吩C12H20S√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。不论是酸性组分或或碱性组分/中性组分色色谱图，经水水解反应后出出峰时间都大大幅度提前，尤尤其以酸性组组分更为明显显，说明经过过反应后小分分子化合物增增加。酸性组分化合物个个数明显增加加，由45个增至60个，同时，酸酸性组分总峰峰面积有所增增加。碱性/中性化合物数由335个减至18个，而碱性/中性组分峰峰面积有所减减少，以上事事实说明碱性性/中性化合物物经酸化反应应后结构发生生了很大变化化。化合物峰面积与峰峰数分布反应应前后发生变变化，原污水水是随着保留留时间的增大大而增加，这这说明大分子子化合物比例例占绝大多数数，在保留时时间大于20min时，酸性组组分出峰个数数占出峰总数数51%，峰面积也也占同样的比比例；经水解解酸性反应后后保留时间大大于20min，酸性组分分峰数占总峰峰数的比例降降为25%，峰面积比比例仅为4.6%；而保留时时间小于10min时，峰面积积的碱性/中性组分占92.5%，酸性组分分占83.9%，说明小分分子化合物占占化合物比例例的绝大部分分。详细的数数据比例见图图2-14。碱性/中性化合物峰面积积有所减少，而而酸性组分总总峰面积有所所增加，说明明碱性/中性化合物物转变为酸性性化合物。通过上述现象分析析，结合质谱谱化合物检索索可以得出如如下结论。经水解反应池后，酸酸性化合物数数量和种类大大幅度增加，说说明水解反应应池对有机物物不仅仅起到到物理截留作作用，而是以以生物作用为为主的水解-酸化反应过过程，同时也也说明酸化过过程的工程控控制措施是恰恰当的。经水解-酸化反应应后，有机物物的种类并没没有减少，相相反增加了许许多小分子的的化合物，这这些化合物是是水解、酸化化反应的中间间产物，这与与一般生物处处理构筑物降降解规律是有有区别的。从从溶解性有机机物的数量（以以峰面积表示示）上，经过过水解反应后后总量有所增增加，这说明明部分不溶性性有机物经过过水解-酸化反应后后确实转变为为溶解性有机机物，从而使使悬浮性有机机物量有所减减少。进水中主要有机物物相当部分为为大分子化合合物（在C9以上），其其中有很多苯苯系化合物（见见表2-9），这些苯苯系化合物在在水解池出水水与最终出水水中部未检出出，这说明难难降解大分子子物质经过水水解-酸化后可以以降解。从微微观角度为说说明水解-好氧工艺最最终出水可优优于传统好氧氧生物处理工工艺提供了理理论基础。经水解-酸化反应应后产物大部部分是酸性小小分子化合物物，且多为C2-C6化合物。经经过水解-酸化反应后后，有机物的的种类并没有有减少，相反反增加了许多多小分子的化化合物，这些些酸性化合物物容易被生物物降解，这也也从一个侧面面说明，为什什么经过水解解-酸化反应后BOD5/COD比值有所提提高，即可生生化性有所提提高。这是由由于大分子难难降解化合物物降解为小分分子易降解的的酸性小分子子化合物所致致。经过活性污泥法最最终处理后，出出水的化合物物种类和含量量有明显减少少。BOD5去除率可达90%以上，但某某些化合物，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，最终出水COD浓度仍然保持一定水平的原因。采用色质联用方法法研究水解-酸化过程特特性，进一步步证实了对水水解池在工艺艺中所起作用用的分析、推推断。从理论论上说明了水水解-好氧生物处处理的机理，但但在分析中也也存在一些没没有解决的问问题，例如，对对于水解降解解产物中一些些卤代烃产物物的形成途径径缺乏认识，还还有待于进一一步分析。第五节水解工工艺对后续好好氧工艺的影影响水解工艺着眼于整整个系统的处处理效率和经经济效率，放放弃了厌氧反反应中甲烷发发酵阶段，利利用厌氧反应应中水解和产产酸作用，使使得污水、污污泥一次得到到处理。在整整个过程中，大大量悬浮物水水解成可溶性性物质，大分分子降解为小小分子，因此此工艺过程中中有许多不同同于传统工艺艺的特点。且且由于这些特特点，单从出出水水质COD、BOD5等去除率来来评价水解反反应器的作用用是不全面的的，应对后处处理中各种现现象进行分析析，以全面评评价水解反应应在整个系统统中的功能。表2-10和表2-11为不同国家的城市污水在不同实验条件下，原水水质与水解出水的性质对比。表2-10原污水水与水解出水水水质比较（北北京市高碑店店污水处理厂厂）项目原污水水解出水原污水/水解出水水COD/（mg//L）493.3278.41.77BOD/（mg//L）170.2115.21.48SS/（mg/LL）277.445.36.13溶解性COD比例例/%50.877.80.65BOD5/CODD0.3450.414BOD20/（mmg/L）294.0166.01.71BOD5/BOOD200.560.794动力学常数0.1350.175耗气速率/【mgg/（h·L）】37.4112.6气水比10：13.8：1曝气池停留时间//h84曝气池出水CODD/（mg/L）150.092.0表2-11水解反应应前后污水性性质的变化（HRT=33.0h，荷兰Benneekom）项目COD（mg/L）BOD（mg/L）SS（mg/L）BOD5CODBOD5fBOD5VAFCODtBOD5fCODCODfCODtCODmCODt进水6503462170.530.670.090.540.490.29出水397254330.640.910.250.610.730.491、有机物含量显著著减少水解反应器的第一一个特点是对对于有机污染染物（特别是是悬浮物）相相对高的去除除率，COD平均去除率率为40%-550%，而悬浮性COD去除率更高高，为60%-880%；出水悬浮浮物的浓度低低于50mg//L，这些因素素对于各种后后处理是非常常有利的。如如采用活性污污泥法后处理理，由于有机机物的绝大数数量减少，与与传统的活性性污泥工艺相相比，停留时时间也可减少少50%，同时曝气气量减少50%。其基建总总投资、能耗耗和运行费用用可分别节省省30%左右。如采采用氧化塘后后处理，与单单独采用传统统氧化塘相比比，占地面积积减少50%以上，基建建投资降低50%，运行费用用降低36%，并且基本本上解决了一一般氧化塘的的淤结问题。若若采用土地处处理系统，由由于经水解池池处理后污水水的可生化性性提高，悬浮浮物弄地低于于50mg//L，可大大提提高土地的处处理负荷，减减少占地，提提高处理效率率，可应用于于城市污水。根根据实际情况况的不同，后后处理工艺目目前的应用有有以下几种形形式。水解-活性污泥处理工艺艺，如北京密密云污水处理理厂；水解-氧化沟处理工艺，如如河南安阳豆豆腐营污水处处理厂；水解-接触氧化处理工艺艺，如深圳白白泥坑污水处处理厂；水解-土地处理工艺，如如山东安丘污污水处理厂；；水解-氧化塘处理工艺，如如新疆昌吉污污水处理厂；；2、B/C比值和溶解解性有机物比比例显著增加加不同条件下的城市市污水经水解解反应后，出出水B/C值有所提高高，如从0.345提高到0.414（北京），从从0.53提高到0.64（荷兰）。B/C比值的提高高说明废水可可生化性的提提高，这是水水解反应的第第二个显著特特点。另外经水解处理后后，溶解性有有机物比例发发生了很大变变化，水解出出水溶解性COD比例提高了1倍。而一般般经初沉池后后出水溶解性性COD、BOD5的比例变化化较小。众所所周知，微生生物对有机物物的摄取只有有溶解性的小小分子物质才才可直接进入入细胞体内，而而不溶性大分分子物质首先先要通过细胞胞外酶的分解解才可直接进进入微生物体体内的代谢过过程。经水解解处理，有机机物在微生物物的代谢途径径上减少了一一个重要环节节，无疑将加加速有机物的的降解。这表表明水解反应应器相对于曝曝气池起到了了预处理的作作用，使得经经水解处理后后出水变得更更易于被好氧氧菌降解。水解池出水采用活活性污泥后处处理工艺与采采用传统活性性污泥工艺进进行对比如下下：在停留时时间4h左右的情况况下，不论采采用穿孔管或或中微孔曝气气方式，BOD5和COD去除率均显显著高于传统统工艺流程，且且出水COD低于100mgg/L，传统工艺艺停留时间8h左右仍然达达不到与本工工艺相接近的的出水水质，因因此，从曝气气池容积上新新工艺要少50%左右。曝气气量若同样采采用穿孔管曝曝气设备，曝曝气量可节省省气量50%，同样采用用中微孔曝气气器时节省量量为40%左右。3、BOD5降解动力力学原污水和水解出水水BOD历时变化曲曲线不同（图图2-15）。水解出出水耗氧量开开始变化很快快，随后迅速速趋于平稳，而而原水耗氧量量变化很缓慢慢。水解出水水的BOD5/BOD200值从原水的0.56上升到0.79，在第8天水解出水水好氧曲线开开始转平；而而原污水在第第20天左右开始始转平，时间间上两者相差差2.5倍。可以得得出如下结论论：需氧量的差别，理理论上使得处处理水解池出出水可降低50%的氧耗量；；在相同停留时间下下，水解池出出水有机物去去除比例可高高于传统工艺艺；可生物降解物质的的降解所需的的反应时间两两者相差2.5倍，这说明明采用水解-好氧处理工工艺可显著缩缩短曝气时间间，从理论上上讲，这个比比例可高达60%。4、污泥和COD去去除平衡在实验室（荷兰）的的实验中，通通过严格的物物料平衡得到到图2-16所示的COD和污泥平衡衡关系。从图图中数据可以以算出污泥的的水解率为53.3%（以SS计），说明明水解反应器器中污泥也受受到了充分的的处理，这是是水解反应的的第三个显著著特点。由图图2-16给出的COD和污泥平衡衡可知，COD的平均去除除率为40%，而接近25%的去除的COD仍然保留在在污泥中并作作为剩余污泥泥被排放，这这表明水解反反应器中污泥泥和污水可以以同时得到处处理。但从现现在的数据很很难对其余部部分去除COD做完全的物物料衡算分析析，COD其他可能的的降解途径还还包括硫酸盐盐还原、氢气气的产生和甲甲烷化过程等等。（2）生产性工程验证证通过对大型生产性性装置观测（1985--1986年）的数据据进行衡算，按按以下各式计计算污泥量：：总输入污泥量=进水悬浮物物量二沉池剩余余污泥量总输出污泥量=出水悬浮物物量厌氧排泥量量系统去除总悬浮物物=式中Qi——第i天天污水流量，m3/hQsi——二沉池第第i天排泥量，m3/hQwi——水解池第第i天排泥量，m3/h；SSii、SSssi——第i天进、出水水悬浮物含量量，kg/m3；Xri——第i天回回流污泥浓度度，kg/m3；Xsi——第i天厌厌氧排泥浓度度，kg/m3。水解率按下式计算算：污泥水解率=以上数字说明有447.89%%的去除的SS在微生物作作用下发生水水解消失了。这这样水解池排排出的污泥总总量则为1662kg/d，比初沉池池排泥量1884kg/d少13%（按50%去除率计）。如如果考虑到传传统工艺中污污泥量由两部部分组成，一一部分来源于于初沉池，另另一部分来源源则是二沉池池的剩余好氧氧活性污泥，剩剩余污泥量的的计算按活性性污泥法运转转得到的数据据为去除每公公斤BOD增长1kgTSSS，若曝气池池进水BOD5为120mgg/L，BOD去除率为93.4%，则每天排排放污泥量为为150kgg/d，初沉池与与二沉池总的的污泥产量为为335kgg/d，比水解-好氧系统多51.6%。考虑到传传统工艺流量量经过消化之之后，污泥量量将减少为2207.7kkg/d，则初沉池池、消化池联联合系统污泥泥量比水解-好氧系统污污泥量多28.2%。从而可以得出如下下结论：新工工艺曝气池具具有反应时间间短、出水水水质好、用气气量少的特点点，可节约一一定的基建投投资和电耗；；同时新工艺艺可以达到污污水、污泥一一次处理的目目的，具有工工艺简单、占占地少和投资资省的特点。第六节水解工工艺的污泥处处理如前所述，水解--好氧工艺的的最显著的特特点之一就是是污水、污泥泥一次得到处处理，可以在在传统的工艺艺流程中取消消消化池。通通过示范工程程中一年的物物料平衡，水水解池中污泥泥的水解率可可高达50%以上，排出出系统的污泥泥量比初沉池池、消化池联联合系统低30%。污泥量的的平衡只是其其中一个方面面，还有其他他一些重要的的指标。因此此，需要对新新、老工艺两两套流程污泥泥处理指标进进行详细的对对比和分析，首首先有必要对对传统工艺污污泥处理流程程的目的和指指标进行分析析。一、传统污泥处理理的目的和手手段污泥处理的主要目目的如下：（1）减少污泥最终处处置的体积，以以降低污泥处处理及其最终终处置的费用用；（2）通过处理使污泥泥稳定化，在在最终处置后后不再产生污污泥的进一步步降解，从而而产生二次污污染问题。（3）达到污泥的无害害化与卫生化化；（4）在处理污泥同时时达到“变害为利，综综合利用，保保护环境”的目的，例例如产生沼气气等。来自初沉池和二沉池污泥浓缩调节消化脱水最终处置以上几个有很丰富富的内容，并并且有相应的的具体指标体体系来衡量。一一般传统的来自初沉池和二沉池污泥浓缩调节消化脱水最终处置污泥浓缩和脱水是是通过物理方方法，提高污污泥中固体含含量。污泥消消化是利用生生物手段来使使污泥有机物物分解，从而而降低污泥总总量。由此可可知，污泥处处理工序的每每一步都是以以减少污泥体体积为主要目目的。消化池是利用厌氧氧发酵的方法法来达到污泥泥稳定化的目目的，这是处处理工艺中的的关键环节，且且有以下优点点：与消化前污泥相比比可减少30%的体积；生成的沼气是可以以利用的能源源；消除了恶臭；厌氧菌有一定的抗抗菌作用，在在一定程度上上改善了污泥泥的卫生性能能；增加了污泥作为肥肥料的可利用用性。但是，消化池工艺艺也有一定的的缺点。其一一，基建投资资和运行费用用高，消化池池是污水处理理厂最昂贵的的构筑物之一一，占总投资资的30%-440%；其二，厌厌氧发酵过程程敏感，操作作管理复杂，经经常容易酸化化；其三，由由于污泥消化化后还没有达达到无害化的的水平，所以以污泥还需要要最终处置。另另外，消化后后污泥的脱水水性能较之生生污泥为差，需需投加的混凝凝剂大量增加加，并且，作作为消化池工工艺最主要一一条优点——回收沼气提提供能源，从从国内实践来来看，由于中中外生活食品品构成的差异异，造成了污污泥有机成分分的差别较大大，国内消化化池所产生的的能量除供消消化池加热、搅搅拌之外，所所剩无几。这这样权衡其优优缺点，近年年来国内一般般认为对于中中小型污水处处理厂（＜10万m3/d＝不设污泥泥消化池，建建议采用其他他的污泥处理理工艺。下面从污泥沉降性性能、污泥量量的平衡、悬悬浮物的水解解率、水解污污泥的脱水性性能以及污泥泥的卫生指标标与消化污泥泥进行系统的的比较。二、污泥有机物的的降解表从我国城市污水多多年的数据来来看，初沉池池污泥中有机机物含量为60%-770%，二沉池污污泥中有机物物含量70%-880%，消化池有有机物降解率率为40%，消化池出出泥有机物含含量50%，这个数值值对于消化池池来讲是属于于中等水平。消消化池的投配配率为5%，则其污泥泥龄有20天，消化池池运转一般是是1天1-2次投配。每每天搅拌数次次，从传质条条件上讲是不不利的。而水解池去除悬浮浮物的82%，其中有近40%是初沉池无无法去除的物物质，这些悬悬浮物中有机机物占68.9%，在水解池池中悬浮物是是一天之内均均匀进入反应应器，悬浮物物负荷相对减减少。当其进进入反应器立立即被大量活活性微生物所所包围，微生生物有充足的的反应时间降降解悬浮物中中的有机物，污污泥龄也较长长，实验期平平均为15-30天左右。这这种条件下将将去除的悬浮浮物的48%水解，水解解池排放污泥泥的有机物含含量为55.1%，因此，从从有机物降解解的角度讲，水水解污泥是稳稳定的污泥，而而且总排放量量少。由于水水解池具有对对悬浮物截留留和水解的功功能，所以工工艺流程上是是将活性污泥泥工艺的剩余余污泥排入水水解池进行消消化。（见图图2-3）三、污泥脱水性能能及处理1、水解污泥脱水性性能的分析从实验结果来看，初初沉池污泥的的脱水性能优优于消化污泥泥。这是由于于不经消化的的生污泥粘度度较低，但是是由于初沉污污泥不经消化化，有机物含含量在60%以上，污泥泥量大，导致致药剂费用高高。更重要的的是污泥卫生生条件差，对对于脱水操作作工人的健康康影响较大，因因此，一般需需要进行稳定定化处理。水水解污泥由于于产甲烷反应应强烈，泥中中的气体较多多；污泥性质质比较粘稠，不不易脱水。从从化学成分分分析，两种污污泥有一定差差别；水解污污泥的碱度350.00mg/L，而消化污污泥碱度为118022mg/L，众所周知知，污泥化学学调节的混凝凝剂部分消耗耗在污泥中的的固相组分，这这取决于污泥泥固体物质中中挥发性固体体量；另一部部分消耗于污污泥的液相部部分。存在的的碱度可以和和投加的混凝凝剂产生反应应，消化掉一一部分混凝剂剂，如以氯化化铝为例：以上反应将消耗一一部分混凝剂剂，导致混凝凝剂用量的增增加，增加了了机械脱水的的运行费用。而而传统的污泥泥处理工艺中中有一项淘洗洗工艺，淘洗洗可以洗去污污泥中的重碳碳酸盐碱度，同同时，可洗去去部分颗粒很很小、表面积积很大的胶体体物质。经淘淘洗后能节省省药剂，并可可提高污泥浓浓缩效果的作作用。上流式式水解池布水水器在池底，污污泥处于悬浮浮状态，污水水总是不断流流经处于悬浮浮状态的污泥泥表面，将一一些细小颗粒粒和水中的碱碱度带走，污污泥总是处于于不断的动态态淘洗状态，这这样污泥中的的碱度和影响响污泥粘度的的细小颗粒将将有所降低，可可节省混凝剂剂用量。所以以，动态淘洗洗是水解反应应器污泥脱水水性能良好的的主要原因。2、污泥脱水实验对示范工程的污泥泥采用带式脱脱水机，实验验样品采用双双盲法以避免免人为的干扰扰，委托北京京矿业大学研研究生院进行行。实验考察察了脱水效果果的影响。为为此，安排了了四因素三水水平的正交试试验。选用正正交表为L27（313）。因素素水平表见表表2-12表2-12正交交试验因素水水平表因素水平样品A投药量B/%重力区压力C/kkPa挤压区压力D/kkPa1Ⅰ0.81501502Ⅱ1.02002003Ⅲ1.2250250其中样品Ⅰ为水解解污泥，含水水率为90.5%；Ⅱ为初沉污泥泥，取自高碑碑店污水处理理厂，含水率率为95%；Ⅲ为消化污泥泥，取自天津津纪庄子污水水处理厂。脱脱水性能评价价以各部分脱脱水污泥的含含水率和泥饼饼厚度以及滤滤液的含固量量为指标。对对正交试验结结果进行分析析，可以得出出如下结论。（1）从正交表的直观观分析得出，最最佳组合为A1B2C3D1，即：采用用水解污泥、在在加药量1%、形区压力250kPPa和挤压区压压力150kPPa时脱水效果果良好。水解解污泥优于初初沉污泥，最最差为消化污污泥。对脱水水结果的影响响：污泥种类类>挤压区压力>投药量>形区压力。这这与污泥比阻阻实验结果是是吻合的。（2）正交表直观分析析选出的最优优水平不能作作为最后的结结果，而要根根据交互作用用的搭配确定定最优组合形形式。可确定定最优水平为为A1B2C1D3，即水解污污泥在添加碱碱式氯化铝1%、形区压力250kPPa和挤压压力250kPPa时脱水效果果最好。（3）从方差分析表中中可以看出，影影响最终含水水率最大的因因素是污泥种种类。水解污泥最终滤饼饼含水率在60%左右，并且且在污泥浓度度比消化污泥泥高1.5倍情况下，混混凝剂用量少少于消化污泥泥，用药量仅仅为其55.6%。3、生产装置中污泥泥处理系统（1）剩余污泥的排出出密云污水处理厂一一期工程处理理水量1.5万m3/d，整个曝气气池的剩余污污泥通过厂内内下水道排入入总进口，然然后进入水解解池。每日水水解池的排泥泥量为整个污污水处理系统统的剩余污泥泥的排泥量。根根据产泥量以以及实验结果果，污泥（包包括水解池污污泥和稳定后后的活性污泥泥剩余污泥）产产量为31550kg/d。由于水量量尚未达到设设计流量，启启动运行稳定定后每日的排排泥量在50-1000m3/d左右（含水水量为98.2%）。（2）污泥脱水运行密云污水处理厂的的污泥脱水采采用带式压滤滤机。启动初初期由于系统统中的污泥量量少，且进水水流量未达到到设计负荷，因因此，剩余污污泥的排出量量较少，污泥泥脱水几乎没没有运行。随随着运行时间间的延续，剩剩余污泥量逐逐渐增多，到到1992年12月，污泥脱脱水工段开始始投入运行。污污泥运行结果果见表2-13表2-13污泥泥脱水运行结结果日期流量/（m3/d）进泥浓度/%脱水后含水率/%%投药量/%1992年12月月39.797.276.10.2351993年1月58.596.875.30.2471993年2月67.695.975.50.2161993年3月77.297.681.10.2381993年4月80.597.883.50.2671993年5月85.298.286.30.2891993年6月88.397.985.80.3121993年7月83.297.075.80.248由表2-13可见，污污泥脱水的投投药量通常在在0.25%%-0.3%%，且不要投投加任何助凝凝剂，其最终终的污泥含水水率为75%-885%。从以上诸诸方面对水解解污泥的考查查结果表明，对对于水解-好氧工艺流流程，从水解解反应器内排排出的污泥、污污泥总量、污污泥的有机物物含量、污泥泥卫生指标和和脱水性能等等各方面，与与传统工艺消消化池污泥的的指标大致接接近，有些指指标明显优于于消化污泥，因因此完全具备备了从传统工工艺流程中取取消污泥消化化的条件。这这样可以去掉掉消化贮气柜柜、生产锅炉炉房、消化池池的投资，从从而降低基建建投资和运转转费用，简化化了传统的工工艺流程，使使得传统的二二级处理操作作、管理都大大为简化。第七节水解池池的启动和运运行水解池在工艺放大大中是否会产产生布水不均均匀问题和排排泥不畅而造造成污泥上浮浮的问题，长长期运转中是是否会产生什什么不利因素素，这一直是是从工艺开发发以来很多专专家关心和担担心的重要问问题之一。对对数个大型水水解池，如高高碑店污水处处理厂中1880m3的水解池，从从1985年投入运行行后历时5年对运行情情况的观察；；对密云150000m3/d处理能力污污水处理厂的的水解池投入入运行后的观观察，以及对对国内外在这这一领域的新新进展和经验验的关注，对对上述问题有有了比较肯定定的答案。一、水解池的启动动方式1、接种污泥首先启动水解池应应接种污泥，一一般可以用消消化污泥或经经过脱水的消消化污泥，其其投加量为整整个池容平均均浓度5-10g/L。接种后立立即运行，运运行的开始阶阶段出水浑浊浊，悬浮物较较多，大量的的甲烷菌被洗洗出。在运行行10-15天后出水较较清澈透明。采采用接种污泥泥的启动方式式是当原水的的SS浓度低于100mgg/L以下，污水水中菌种较少少时使用。若若此时不接种种污泥直接启启动水解池，启启动周期将达达3-6个月，且出出水水质很难难在短时间内内达到要求。若若原水悬浮污污物SS浓度高于100mgg/L，可采用不不接种污泥的的方法启动。2、水解池的启动水解池是改进的厌厌氧UASB反应器，一一般认为厌氧氧处理厂的启启动是相当费费时的，有时时是很困难的的过程。这是是因为厌氧工工艺在启动期期间存在着超超负荷的危险险，这将导致致反应器的酸酸化。由于生生活污水中有有足够的缓冲冲能力，并且且生活污水的的浓度很低，在在启动期间酸酸化可能很小小。为了使水解池控制制在水解、产产酸阶段，水水解池的启动动采用了动力力学控制措施施，其出发点点是调整水力力停留时间。利利用水解细菌菌、产酸菌与与甲烷菌生长长速度不同，利利用水的流动动造成甲烷菌菌在反应器中中难于繁殖的的条件。在高高碑店污水处处理厂水解池池启动时，采采用了1/10池容的厌氧氧消化污泥（平平均污泥浓度度为5g/L）接种后立立即全负荷运运行，在10-15天左右出水水清澈透明，COD去除率达到40%左右，污泥泥培养成熟。在在运行期间改改装配水系统统，曾经放空空反应器，再再次启动时没没有投加接种种污泥，利用用培养成熟的的标志的设计计负荷下出水水COD保持恒定值值，同时反应应器内污泥数数量和质量也也保持稳定，就就可认为启动动期完成。密云污水处理厂初初次启动时，为为了尽快使水水解池达到正正常运行状态态，1992年7月下旬至8月中旬，从从天津纪庄子子污水处理厂厂拉运了含水水率为80%左右的脱水水消化污泥25-300t，投入水解解池，为了防防止水解池布布水管、排泥泥管被大块的的污物堵塞，在在投泥前将污污泥先放入一一个临时修建建的水池内，并并用一定孔隙隙的筛网进行行过滤，然后后用潜水泵将将污泥均匀打打入水解池的的各个区域，全全部污泥投入入后，水解池池内的平均污污泥浓度达4.5-5gg/L。由于污水水量较小，只只启动了一个个水解池。接接种后立即运运行，运行的的开始阶段出出水浑浊，悬悬浮物较多，在在运行10-15天出水较清清澈透明，污污泥培养成熟熟。在第二个个反应器启动动时，没有投投加接种污泥泥，利用原污污水直接启动动在30天可达到满满意的水平。这这说明，只要要适当控制水水力负荷，不不论采用接种种或没有接种种物，水解池池的启动都可可在短期内完完成，并且与与接种物的种种类无关。接接种污泥的主主要目的是为为了增加反应应器内的污泥泥量，因为靠靠污水本身的的悬浮物积累累需要一定的的时间。3、运行效果密云污水厂的水解解池接种污泥泥后，即采用用连续进水方方式，曝气池池采用间歇进进水方式。运运行结果见表表2-14（1992年8月18日-1992年9月10日）。表2-14启动动周期运行结结果建筑物项目进水量（m3/d）进水浓度（m3/d）水解池曝气池总去除率/%出水浓度去除率出水浓度去除率COD3567.1369391.39-5.87379.943.0-2.77BOD150120.6019.7230.4075.079.76SS39.540.42-2.2117.2257.056.46BOD/COD0.410.310.08由表2-14可见，在在启动阶段，水水解池的出水水水质和曝气气池的出水水水质均较差，出出水的COD、BOD和SS浓度甚至比比进水值还高高。由于原水水中含有一定定量的洗涤剂剂成分，因此此在曝气池内内通常产生严严重的泡沫现现象，这说明明启动初期的的水解池还没没有充分发挥挥作用，致使使原水中的有有机高分子物物不能得到有有效的降解（如LAS等），造成出水水质各个指标的浓度较高。类似的现象在采用同样的处理工艺流程的河南安阳和新疆昌吉污水处理厂的启动运行中也出现过。在前2周的BOD和COD的的去除率较低低，有减少的的趋势。但在在此之后，反反应器的去除除率开始改变变，并且在7周以后取得得稳定的BOD和COD去除率。在在最初运行期期间较低的去去除率是由于于缺乏充足量量的厌氧生物物污泥。为了确定水解池在在启动期间的的特点和随后后的稳定运行行期间的行为为，在启动期期间对下列因因素的影响进进行了观测。（1）在启动期间污泥泥浓度和污泥泥积累水解池深4.5mm，在池内取取样，在不同同深度测定了了SS和VSS浓度，VSS/SSS比值大约为0.55。在运转的5周期间，这这个比值没有有变化。通过过对污泥量的的测定可知，在5周期运行后达到了恒定的污泥浓度分布曲线和（最大）污泥保持量，这表示稳定状态建立。（2）启动阶段悬浮物物和可溶性固固体的去除率率在运转初期反应器器内的污泥量量很小，对于于不可沉淀物物质的截留可可能性少。但但是随着物泥泥量的逐渐增增加，增强了了截留不可沉沉性悬浮固体体的能力。在在启动初期水水解池的功能能基本是沉淀淀池。当反应应器充满了污污泥后，物理理截留作用加加强，悬浮物物去除率随之之而增加。（3）pH值、VFA值、碱度值值和稳定性在启动期间进、出出水pH值和挥发酸酸浓度均产生生了不同程度度的变化。在在反应器内积积累了一定量量的污泥后，出出水VFA浓度高于进进水浓度，从从进水的VFA值20-600mg/