全康環(huán)保:廁紙等纖維素成分在污水中含量不菲，它們在生物處理過程中非但很難降解，反而會增加系統(tǒng)的運行負擔。因此，國際上已開始從污水中分離纖維素的研究與實踐。為探討纖維素對污水生物處理系統(tǒng)性能與運行的影響，采用小試變形UCT工藝考察了它們的影響程度并揭示出影響機理。結果顯示，纖維素存在只會在短期內影響COD、N、P去除，表現(xiàn)為曝氣氧量不足。只要提高2～3倍曝氣量便可恢復出水水質。微觀研究揭示，纖維素線性形態(tài)和含有大量官能團特點能夠明顯提高污泥絮體密實度，從而導致絮體內氧傳質效率下降，這也是纖維素存在時需要加大曝氣量的根本原因。纖維素對絮體的網(wǎng)捕卷掃作用使絮體致密的好處是可強化同步硝化反硝化（SND）作用，亦可減少SS含量。綜合衡量，預處理分離纖維素有利于節(jié)能降耗，況且，纖維素大部分成分在曝氣過程是難以降解的，最終會進入剩余污泥之中，增加污泥量?？梢?，從污水中回收纖維素不僅可實現(xiàn)廢物資源再利用，亦有助于節(jié)能降耗，同時為升級污水處理增加處理空間。

污水作為能源與資源載體的認識已逐漸被業(yè)界所接受，特別是有機物和氮磷資源。圍繞這些資源的回收技術路線和產(chǎn)品也一直持續(xù)被研發(fā)并優(yōu)化。事實上，污水中可回收資源并不僅僅局限于這些物質，污水中難以降解的有機物――纖維素其實也是一種寶貴資源，回收后可用作瀝青和混凝土添加材料，亦可以用于玻璃纖維、抹布的原材料。因此，從污水中回收纖維素具有可觀的經(jīng)濟效益。污水中的纖維素主要來自于廁紙、廚余垃圾或合流制管道雨水徑流。廁紙中約70%～80%成分為纖維素，在進入污水管道后，廁紙逐步分解為長度約1～1.2 mm的線狀纖維素。因其降解速率緩慢，纖維素大多以懸浮固體（SS）形式進入污水處理廠。根據(jù)不同國家/地區(qū)社會發(fā)展水平和衛(wèi)生條件差異，纖維素一般約占污水處理廠進水總SS的30%～50%（以COD計，約占20～30%）。纖維素進入污水處理廠后，初沉池可截留約20%～70%；生物處理單元基本上對纖維素無降解作用，大部分纖維素最終殘留于剩余污泥中?；厥绽w維素起源于荷蘭，并已開始工程化應用。以旋轉帶式過濾機（篩網(wǎng)孔徑=0.35 mm）回收纖維素平均去除約35%（基于SS），其中，纖維素占回收固體部分的比例約為79%?；厥绽w維素不僅可降低剩余污泥量，還可以有效減少曝氣能耗，相應增加處理系統(tǒng)負荷。然而，纖維素對污水生物處理系統(tǒng)，特別是脫氮除磷影響的研究還不多見。為此，通過小試生物脫氮除磷裝置，以人工配制含纖維素生活污水方式，考察纖維素對有機物、氮、磷去除效率以及運行的影響，并分析相應機理。

Microscopic observation of fibres in settled material from raw influent(a) and fibres of settled material from sieved influent(b) sieve mesh 0.35mm,sieve rate 30 m³/(m²?h)

圖片來自文獻：RUIKEN C J, BREUER G, KLAVERSMA E, et al. Sieving wastewater ?C cellulose recovery, economic and energy evaluation[J]. Water Research, 2013, 47(1):43-48.

01

試驗材料與方法

1.1 人工污水配制

試驗采用人工配制模擬生活污水。其中，COD由無水乙酸鈉（CH₃COONa）/工業(yè)級乙酸鈉（CH₃COONa?3H₂O）、葡萄糖（C₆H₁₂O₆?H₂O）、胰乳蛋白胨提供，投加量分別為35.7/78.12、14.15、3.94 g/100 L,最終濃度為450 mg/L；TN由氯化銨（NH4Cl）和胰乳蛋白胨提供，投量分別為16.7、3.94 g/100 L，最終濃度為50 mg/L；TP由磷酸二氫鉀（KH²PO₄）提供，投量為4.39 g/100 L，最終濃度為10 mg/L。通過投加碳酸氫鈉（21.2～42.4 g/100 L）控制堿度在100～200 mg/L（以CaCO₃計）。每100 L水中投加10 mL微量元素濃縮母液，微量元素組分及其占比見照國際水協(xié)出版的《Experimental Methods in Wastewater Treatment》。

為更好地模擬污水中纖維素形態(tài)和性質，在第36天直接投加經(jīng)預處理后的衛(wèi)生紙作為纖維素來源（以SS計為60～80 mg/L）。該衛(wèi)生紙的原材料為原生木漿，產(chǎn)品規(guī)格為120 mm×120 mm/節(jié)（4層），其纖維素含量為（82.10±0.92）%。預處理方法：將10 g衛(wèi)生紙溶解于100 L自來水中，并連續(xù)攪拌（40 r/min）1 d，使其充分分解至線狀纖維素。

1.2 試驗裝置及運行

小試裝置為變形UCT工藝，由有機玻璃材質制成，長×寬×高為1.44 m×0.3 m×0.3 m，有效容積為120 L，通過擋板分為5個反應區(qū)。小試裝置反應區(qū)構成及其體積如圖1所示。每個反應池設有攪拌器，在混合池及好氧池底部各均勻布置6個曝氣頭。好氧池末端連接23 L柱狀沉淀池，設計表面負荷為0.64 m³/(m²?h)。為避免藻類滋生對試驗產(chǎn)生影響，整個反應器池體用黑色遮光布進行遮光處理。

圖1 變形UCT小試裝置工藝流程

裝置采用連續(xù)流運行模式，根據(jù)進水有無纖維素分為兩階段，第一階段：0～35 d，無纖維素投加；第二階：36～160 d，投加纖維素。兩階段水力負荷均為0.83 L/(L?d)，反應器污泥濃度（MLSS）控制在3 500 mg/L左右，回流A、B、C分別為150％、300％、40%。污泥停留時間（SRT）設定為10～20 d（根據(jù)實際情況進行調整）；第一、二階段的污泥回流比（R）分別控制在100%和150%。其中，好氧池溶解氧（DO）控制在2～5 mg/L，混合池根據(jù)出水水質靈活控制曝氣開關，第一階段和第二階段均未對混合池進行曝氣，其中DO為0.1～0.2 mg/L。

1.3 常規(guī)檢測分析方法

裝置啟動后，每2～3 d取樣測定進出水水質（COD、N、P）。另外，在第15、68、74、159 天于缺氧池/好氧池取2～3 L混合液用于微生物活性測試；在第20、124、140、145 天，在好氧池取2～3 L混合液用于同步硝化反硝化（SND）批次試驗。

其他各指標的檢測參考《水和廢水監(jiān)測分析方法（第4版）》進行。

02

結果分析與討論

2.1 纖維素對COD與P去除的影響圖2顯示了小試裝置在整個試驗期間出水COD與磷濃度變化。在第一階段進水TCOD濃度維持在450 mg/L時，出水TCOD平均為（39.7±16.1）mg/L，其中SCOD為（24.8±10.8） mg/L，符合國家一級A排放標準。然而，當?shù)诙A段加入纖維素后，COD去除效果明顯惡化，出水TCOD最高檢測值高達95 mg/L（SCOD為80 mg/L）。為探究加入纖維素后COD去除效果惡化原因，對出水TCOD的構成進行了分析。結果顯示，加入纖維素后出水SS顯著下降，從（48.25±3.29） mg/L降至（21.34±9.71） mg/L，由此可排除污泥沉降性能惡化導致出水COD升高問題。纖維素富含官能團且呈線狀，因此其對污泥具有較好網(wǎng)捕卷掃作用，可促進污泥絮體凝結并提高其緊密度，這一現(xiàn)象通過污泥鏡檢也得到了印證。然而，不論是因纖維素自身作為COD消耗氧氣，還是導致污泥絮體變得緊密都有可能降低氧傳質，從而弱化了對COD的降解效率。為此，在第46 天對好氧池運行進行調整，將曝氣量提高至0.30~0.50 L/min（添加纖維素前為0.10～0.20 L/min）。結果，出水COD開始逐漸下降并恢復至投加纖維素前水平（TCOD=49.4 mg/L，SCOD=34.2 mg/L）?？梢?，回收纖維素對曝氣池運行有著積極影響，可提高氧氣傳質與利用效率。

圖2 小試裝置出水COD、TP和PO3-4-P變化

與此同時，纖維素投加對磷去除的影響與COD類似，在纖維素投加初期（第36～50 天），出水總磷（TP）和正磷酸鹽（PO3-4-P）濃度均開始惡化，去除率分別降低至51.99%和56.32%。從發(fā)生原因來看，DO不足是導致磷去除效率下降的主因，可以從增大曝氣量后出水TP逐漸下降得到驗證。然而，出水TP含量在提高曝氣量后的很長一段時間內也沒有恢復至投加纖維素前水平，而是保持在（2.86±1.22） mg/L左右。為進一步分析其原因，在第68 天從曝氣池末端取混合樣進行了聚磷菌（PAOs）活性測定，并與投加纖維素前的活性進行了對比。結果顯示，投加纖維素后，反應器中PAOs比釋磷速率和比吸磷速率分別為11.3 和12.0mg/(gVSS?h)，與投加前的10.8 、13.4 mg/(gVSS?h）相比變化并不是很大?？梢?，纖維素的投加對PAOs活性的影響并不大。因此，反應器除磷效果恢復較慢的原因可能與纖維素投加初期導致的跑泥和生物量恢復較慢有關。2.2 纖維素對氮去除的影響圖3顯示了在投加纖維素前后裝置對氮去除效果的變化。從整體上看，反應器無論是否投加纖維素均能夠很好地完成脫氮，投加前出水TN、NH4+-N和 NO3--N平均濃度分別（5.9±3.1）、（0.40±0.96）（4.59±2.22）mg/L，投加后為（7.80±5.46）、（1.30±2.00）、（4.11±2.22） mg/L。只是在纖維素投加初期，出水TN出現(xiàn)明顯惡化，此時出水中NH4+-N明顯增多，這顯然與上述氧傳質受限有關。圖3顯示，在增大曝氣量后對TN的去除效率迅速恢復，主要是因為硝化能力開始恢復。

圖3 裝置出水TN、NH₄+-N和 NO₃--N濃度的變化

進一步分析反應器氮沿程變化趨勢（見圖4），第二階段好氧池中NO3--N并沒有隨NH₄+-N硝化而積累，說明反硝化并沒有受到抑制，一方面因絮體密實而可能出現(xiàn)了同步硝化反硝化（SND）現(xiàn)象，另一方面也可能涉及纖維素中少量碳源成分降解。

圖4 上清液中TN、NH4+-N和 NO3--N濃度的沿程變化

投加纖維素前后的SND效率見圖5，第一階段（未投加纖維素）無論DO濃度多大，SND效率均不高（<8%）；即使控制DO在0.5 mg/L時，SND效率也不過2.8%。相反，第二階段添加纖維素后，SND效率明顯提高，DO=0.5 mg/L時達48.69%；即使DO提高至3 mg/L，SND效率依然可以保持在20%。這一結果深入揭示了纖維素對絮體致密性產(chǎn)生的絮體內DO梯度之重要作用。

圖5 投加纖維素前后SND效率對比

2.3 纖維素對運行的影響纖維素對反應器運行影響是兩方面的，似乎均與其對污泥絮體致密程度有關。圖6總結了纖維素對反應器運行、能耗等方面的影響及其機理。纖維素通過自身線狀形態(tài)和官能團可靠網(wǎng)捕卷掃作用將污泥絮體密實包裹，相當于促進絮凝，可降低出水SS以及其中所含N、P。

圖6 纖維素對污水生物處理運行影響與機理

纖維素另一個影響表現(xiàn)為影響絮體內氧的傳質，只有通過加大混合液曝氣量方能讓氧氣滲入絮體，以維持必要的好氧反應（碳氧化與硝化）。第二階段的曝氣量較第一階段提高了2～3倍，即增加了50%以上的曝氣耗能。可見，實際污水處理廠若能實施纖維素的回收，可以大大減少曝氣能耗，有助于節(jié)能減排。然而，纖維素從污泥絮體中完全消失對絮體內SND現(xiàn)象不利，需要完善宏觀好氧/缺氧環(huán)境以確保脫氮除磷能力?？傊?，纖維素對生物處理系統(tǒng)的綜合影響并不大，僅限于SS和SND，最大影響則是曝氣量與能耗。因此，作為本身很難降解的有機物，纖維素進入生物系統(tǒng)的正面作用不大，應該予以分離回收并加以利用。

03

結論

纖維素對生物處理系統(tǒng)的影響較為短暫，對COD、N、P去除率的下降影響可以通過加大曝氣量加以解決，但這會成為生物系統(tǒng)能耗增加的主因。纖維素對污泥絮體的網(wǎng)捕卷掃作用可增加絮體致密性，從而強化SND現(xiàn)象并有利于降低出水SS。但也正因為如此，大大降低了絮體內氧傳質效率，不得不通過增大曝氣量來提高氧向好氧層擴散的推動力。綜合衡量，預處理分離纖維素有利于節(jié)能降耗，況且，纖維素大部分成分在曝氣過程是難以降解的，最終會進入剩余污泥之中，增加污泥量。因此，從污水中回收纖維素不僅可實現(xiàn)廢物資源再利用，亦有助于污水處理的節(jié)能降耗，同時，為升級污水系統(tǒng)增加了處理空間。