一种餐厨垃圾废水非膜法处理方法与流程

本发明涉及餐厨垃圾处理技术领域，特别的涉及一种餐厨垃圾废水非膜法处理方法。

背景技术：

餐厨垃圾废水主要来源于餐厨垃圾本身内含水和垃圾在发酵过程中产生的水分，餐厨废水的成分复 杂，有机物含量高，主要有食物纤维、淀粉、脂肪、动物植物油、各类佐料、洗涤剂和蛋白质等。由于餐 厨垃圾在高温水解作用下分解成的脂肪酸未进一步降解，使产生废水的COD质量浓度升高，且餐厨垃圾 固形物中具有丰富的蛋白质，蛋白质在消化过程被氨化，造成餐厨垃圾废水具有高水平的氨氮和总氮浓度， 导致碳氮比偏低，不但对厌氧消化有影响，对后续废水生化处理也带来影响。由于高氨氮的抑制作用，生 化处理具有较大难度。

目前处理餐厨垃圾废水一般采用A/O+超滤处理工艺，该工艺污泥浓度高，停留时间短，稳定性好， 但由于采用射流曝气与超滤出水，运行费用很高。

技术实现要素：

针对上述现有技术的不足，本发明所要解决的技术问题是：如何提供一种无需射流曝气和生物膜，工 艺简单，处理效果较好，有利于降低运行成本的餐厨垃圾废水非膜法处理方法。

为了解决上述技术问题，本发明采用了如下的技术方案：

一种餐厨垃圾废水非膜法处理方法，其特征在于，包括如下步骤：

A、先获取如下结构的处理系统：包括用于对废水中的悬浮物、动植物油及部分COD进行去除的预处 理系统，以及用于对废水进行脱氮处理的生化处理系统；所述预处理系统包括破乳混凝装置；所述生化处 理系统包括依次连接设置的用于进行短程脱氮的SHARON装置，用于将不溶性有机物水解酸化成溶解性 的单体或二聚体化合物的水解酸化装置、用于进行反硝化生物脱氮的A/O装置以及用于进行生化脱氮的 ABFT装置；所述SHARON装置的进水口连接至所述破乳混凝装置的出水口；

B、餐厨垃圾废水先流入破乳混凝装置去除废水中的悬浮物、动植物油及溶解氧；再进入SHARON装 置除氮，然后流入水解酸化装置将废水中的大分子有机物分解成小分子有机物；接着进入A/O装置进行硝 化/反硝化反应，最后进入ABFT装置进行生化脱氮后沉淀，上清液流出。

进一步的，所述预处理系统还包括设置在所述破乳混凝装置前端的隔油沉淀池，所述隔油沉淀池内设 置有用于过滤大颗粒固态污染物的格栅。

进一步的，所述破乳混凝装置包括用于处理废水的气浮池、用于储存破乳剂的破乳剂池、用于储存混 凝剂的混凝剂池和用于储存助凝剂的助凝剂池；所述破乳剂池、混凝剂池和助凝剂池分别通过加药泵连接 至所述气浮池，所述气浮池内设置有用于搅拌的气搅拌装置，所述气搅拌装置通过设置有阀门的管道连接 至气源。

进一步的，所述SHARON装置包括用于存集废水的收集池，用于进行硝化/反硝化除氮的SHARON 池以及用于暂存除氮废水的后储池；所述收集池与所述SHARON池之间连接有用于泵水的SHARON进水 泵；所述SHARON池的上部与所述后储池之间连接有便于上清液流出的溢流管，所述溢流管上具有控制 溢流管通断的电磁阀。

进一步的，所述A/O装置包括反硝化池，硝化池和二沉池，所述反硝化池的出水口连接至所述硝化池 的入水口，所述硝化池上具有连接至所述反硝化池的第一回流口，所述硝化池的出水口连接至所述二沉池， 所述二沉池的底部具有用于回流污泥的第二回流口，所述第二回流口连接至所述反硝化池。

进一步的，所述ABFT装置包括用于进行生化脱氮的ABFT池，用于进行泥水分离的终沉池以及用于 暂存终沉池的上清液的清水池，所述终沉池的底部具有用于污泥回流的第三回流口，所述第三回流口连接 至所述ABFT池，所述终沉池的上端具有用于上清液溢流的出液口，所述出液口连接至所述清水池。

进一步的，所述ABFT池具有依次间隔设置的两个缺氧区和两个好氧区，所述缺氧区和好氧区内均设 置有网型宽孔填料，所述填料上附着有大量生物膜和活性污泥菌胶团；所述好氧区内还设置有第三曝气装 置。

综上所述，本发明具有无需射流曝气和生物膜，工艺简单，处理效果较好，有利于降低运行成本等优 点。

附图说明

图1为一种餐厨垃圾废水非膜法处理系统的结构示意图。

图2为图1中预处理系统的结构示意图。

具体实施方式

下面结合实施例对本发明作进一步的详细说明。

具体实施时：如图1和图2所示，一种餐厨垃圾废水非膜法处理系统，包括用于对废水中的悬浮物、 动植物油及部分COD进行去除的预处理系统1，以及用于对废水进行脱氮处理的生化处理系统2；所述预 处理系统1包括破乳混凝装置11；所述生化处理系统2包括依次连接设置的用于进行短程脱氮的SHARON 装置21，用于将不溶性有机物水解酸化成溶解性的单体或二聚体化合物的水解酸化装置22、用于进行反 硝化生物脱氮的A/O装置23以及用于进行生化脱氮的ABFT装置24；所述SHARON装置21的进水口连 接至所述破乳混凝装置11的出水口。

由于餐厨垃圾废水中含有大量的(轻油)植物油、动物油(牛油、猪油)及悬浮物，废水进入破乳混 凝装置后，在破乳剂的作用下使废水中的乳化油和分散油脱稳、破乳，实现油水分离，然后通过混凝剂和 助凝剂的作用，对污水中的胶体粒子、亲水性污染物的电中和脱稳、凝聚，疏水性有机物和微小悬浮物的 絮凝，形成肉眼可见的矾花，随后通过重力沉降或溶气上浮实现泥水分离，以去除水中COD、BOD、SS、 色度、重金属元素等。经过预处理的废水流入SHARON装置后，SHARON装置内的亚硝化菌将水中的氨 转换为NO2-N，随后直接进行反硝化实现短程硝化反硝化，达到快速除氮。除氮后的废水进入水解酸化装 置，在缺氧环境下发生水解酸化反应将部分大分子难降解的有机物分解成小分子易降解的有机物，为后续 生物脱氮工艺提供碳源，减少碳源的投加量，有利于降低成本。水解酸化装置出水自流至A/O装置进行硝 化/反硝化反应后流至ABFT装置，在ABFT装置中的生化脱氮，最终达标进行排放。上述系统无需采用射 流曝气和生物膜，即可达到废水排放标准，运行成本较低。

实施时，所述预处理系统1还包括设置在所述破乳混凝装置11前端的隔油沉淀池12，所述隔油沉淀 池12内设置有用于过滤大颗粒固态污染物的格栅121。

采用上述结构，餐厨废水流入隔油沉淀池后，经过格栅，使得粒径大于栅格孔径的固态污染物被阻隔， 其中包含大量的乳化油和分散油，从而可以减轻后续的破乳混凝装置的工作量，减少破乳剂、混凝剂和助 凝剂的用量，降低成本。

实施时，所述格栅依121次设置有三道，且三道所述格栅的孔径沿进水的方向逐渐减小。

利用三道孔径逐渐减小的格栅，可以依次对较大的、中等的以及较小的固态污染物进行过滤，避免污 水阻塞格栅，有利于废水的快速通过隔油沉淀池，提高处理的效率。

实施时，所述隔油沉淀池12内具有多块相互平行间隔设置的导流板122，所述导流板122的一端固定 在所述隔油沉淀池12的内壁上，另一端与所述隔油沉淀池12的内壁之间相隔形成过流通道，相邻两块所 述导流板上的过流通道分别位于所述导流板长度方向的两侧，使所述隔油沉淀池12内形成S形流道。

采用上述结构，可以在有限长度的隔油沉淀池内形成较长的流道，便于废水中的小颗粒固态污染物有 足够的时间沉淀到池底，从而减轻格栅的工作负荷，降低格栅清理更换的频率，有利于提高格栅的使用寿 命。

实施时，所述隔油沉淀池12内还具有横向设置的隔油挡板123，所述隔油挡板123的上端高出液面， 下端位于液面下方，且与池底具有过流间隙；所述隔油挡板123位于所述格栅121前方。

这样，利用隔油挡板可以阻挡水面的漂浮物，减轻后续格栅的工作负荷，降低格栅清理更换的频率， 有利于提高格栅的使用寿命。

实施时，所述破乳混凝装置11包括用于处理废水的气浮池111、用于储存破乳剂的破乳剂池112、用 于储存混凝剂的混凝剂池113和用于储存助凝剂的助凝剂池114；所述破乳剂池112、混凝剂池113和助凝 剂池114分别通过加药泵连接至所述气浮池111，所述气浮池111内设置有用于搅拌的气搅拌装置，所述 气搅拌装置通过设置有阀门的管道连接至气源。

采用上述结构，就可以利用加药泵向气浮池内分别添加适量的破乳剂、混凝剂和助凝剂，同时利用气 搅拌装置进行搅拌，使药剂与污水快速混合反应，形成絮状体。

实施时，所述SHARON装置21包括用于存集废水的收集池211，用于进行硝化/反硝化除氮的SHARON 池212以及用于暂存除氮废水的后储池213；所述收集池211与所述SHARON池212之间连接有用于泵水 的SHARON进水泵；所述SHARON池212的上部与所述后储池213之间连接有便于上清液流出的溢流管， 所述溢流管上具有控制溢流管通断的电磁阀。

采用上述结构，废水经破乳气浮去除废水中携带的动植物油、悬浮物后收集至收集池内，然后通过 SHARON进水泵按SHARON运行程序打入SHARON池内。SHARON池内，在一定的pH、温度、溶解 氧条件下，亚硝化菌将氨转换为NO2-N，随后直接进行反硝化，实现短程硝化反硝化，达到快速除氮的目 的。在SHARON池内，废水中的有机物和氨氮将被微生物降解去除(分为硝化与反硝化两个阶段)，经过 沉淀后的上清液由电磁阀时间控制，自流进入后储池。

实施时，所述SHARON池212内还设置有温度传感器和加热装置。

由于在废水温度较高、溶解氧较低的条件下，利用亚硝酸菌和硝化菌的不同生长速度，通过控制水力 停留时间，将生长速率较慢的硝酸菌冲走，使亚硝酸菌大量积累，可以使短程硝化成功运行。上述结构中， 可以通过温度传感器实时监测池内的废水温度，并且能够利用加热装置对废水进行加热，保证废水保持在 SHARON工艺的最佳温度范围内，提高硝化/反硝化除氮的效率。

实施时，所述加热装置为设置在所述SHARON池212内的水蒸气加热管，所述水蒸气加热管通过电 磁阀连接至餐厨垃圾发酵车间的蒸汽管道。

由于餐厨垃圾废水主要来源于餐厨垃圾本身内含水和垃圾在发酵过程中产生的水分，而在垃圾发酵阶 段，通常利用发酵产生的沼气燃烧锅炉产生水蒸气，再输送到发酵系统进行加热保温，提高发酵的效率。 上述结构中，采用水蒸气加热管，就可以充分利用前续工艺中产生的水蒸气，提高垃圾处理过程中的能源 回收率，降低垃圾处理的成本投入。

实施时，所述SHARON池212外还设置有保温层。

这样，可以防止SHARON池内的废水热量过快地散发，降低加热所消耗的能量，从而有利于降低成 本。

实施时，所述SHARON池212内还设置有用于间歇曝气的第一曝气装置。

这样，可以通过间歇曝气使得SHARON池中的废水始终处于较低的溶解氧含量，有利于短程硝化的 运行。

实施时，所述A/O装置23包括反硝化池231，硝化池232和二沉池233，所述反硝化池231的出水口 连接至所述硝化池232的入水口，所述硝化池232上具有连接至所述反硝化池231的第一回流口，所述硝 化池232的出水口连接至所述二沉池233，所述二沉池233的底部具有用于回流污泥的第二回流口，所述 第二回流口连接至所述反硝化池231。

反硝化池为缺氧状态，出水自流到硝化池，硝化池内大量的微生物(活性污泥)在池内与基质(废水 中的可降解有机物等)充分接触，发生含碳有机物的氧化、含氮有机物的氨化及氨氮的硝化。硝化池混合 液回流至反硝化池，回流混合液中的NO3-N在反硝化菌的作用下利用原废水中的含碳有机物作为碳源物质 在反硝化池中进行反硝化反应。二沉池对硝化池出水进行泥水分离，底部污泥返回反硝化池，增加整个 A/O生物反应池污泥浓度，提高硝化、反硝化反应效率。

实施时，所述反硝化池231内设置有潜水搅拌机。

这样，利用搅拌机可以将流入的废水以及回流混合液充分混合，便于反硝化菌进行反硝化反应，有利 于提高处理的效率。

实施时，所述硝化池232内设置有第二曝气装置。

这样，可以增加硝化池内的含氧量，使得微生物能够与废水中的可降解有机物充分接触，发生含碳有 机物的氧化、含氮有机物的氨化及氨氮的硝化。提高硝化反应的效率。

实施时，所述ABFT装置24包括用于进行生化脱氮的ABFT池241，用于进行泥水分离的终沉池242 以及用于暂存终沉池的上清液的清水池243，所述终沉池242的底部具有用于污泥回流的第三回流口，所 述第三回流口连接至所述ABFT池241，所述终沉池242的上端具有用于上清液溢流的出液口，所述出液 口连接至所述清水池243。

采用上述结构，终沉池对ABFT池出水进行泥水分离，底部污泥返回ABFT池前端，增加ABFT池污 泥浓度，提高硝化、反硝化反应效率；终沉池上清液自流至清水池内，达标后即可外排。

实施时，所述ABFT池241具有依次间隔设置的两个缺氧区和两个好氧区，所述缺氧区和好氧区内均 设置有网型宽孔填料，所述填料上附着有大量生物膜和活性污泥菌胶团；所述好氧区内还设置有第三曝气 装置。

采用上述结构，填料上附着有大量生物膜和活性污泥菌胶团在水中呈悬浮状态，在反应器底部曝气提 供填料流体动力和反应耗氧，污水经填料表面生物膜时，与污染因子充分传质，进行好氧降解和硝化反应， 在缺氧单元，又实现反硝化反应。

具体实施时检测时：

用水取至污水站隔油沉淀池出水，该废水经破乳气浮去除废水中携带的动植物油、悬浮物后收集至 SHARON装置收集池内。SHARON装置收集池内废水通过SHARON进水泵按SHARON运行程序将废水 打入SHARON池内。SHARON装置由收集池、SHARON池和后储池三部分构成。

SHARON池内，在一定的pH、温度、溶解氧条件下，亚硝化菌对氨有很高的去除率，将氨转换为NO2-N。 SHARON是将硝化过程控制在NO2-N阶段而终止，随后直接进行反硝化，实现短程硝化反硝化，达到快 速除氮的目的。SHARON运行方式为序批式运行方式(SBR运行方式)，在SHARON池内，废水中的有 机物和氨氮将被微生物降解去除(分为硝化与反硝化两个阶段)，经过沉淀后的上清液由电磁阀时间控制， 自流进入后储池，后储池中的废水通过水解进水泵将废水打入水解装置内。

水解装置给废水创造一定的缺氧环境，发生水解酸化反应，在这一过程中仅发生厌氧的初级阶段，即 只是将部分大分子难降解的有机物分解成小分子易降解的有机物，为后续生物脱氮工艺提供碳源，减少碳 源的投加量。

水解装置出水自流至A/O装置，A/O装置由反硝化池、硝化池和二沉池三部分构成。

反硝化池为缺氧状态，内设有潜水搅拌机，出水自流到硝化池。硝化池内设有曝气系统，大量的微生 物(活性污泥)在池内与基质(废水中的可降解有机物等)充分接触，发生含碳有机物的氧化、含氮有机 物的氨化及氨氮的硝化。硝化池混合液回流至反硝化池，回流混合液中的NO3-N在反硝化菌的作用下利用 原废水中的含碳有机物作为碳源物质在反硝化池中进行反硝化反应。

二沉池对硝化池出水进行泥水分离，底部污泥返回反硝化池，增加整个A/O生物反应池污泥浓度，提 高硝化、反硝化反应效率；二沉池上清液自流至ABFT装置内。

ABFT池分为4格，分为依次为缺氧区、好氧区、缺氧区、好氧区，都装有网型宽孔填料。填料上附 着有大量生物膜和活性污泥菌胶团在水中呈悬浮状态，在反应器底部曝气提供填料流体动力和反应耗氧， 污水经填料表面生物膜时，与污染因子充分传质，进行好氧降解和硝化反应，在缺氧单元，又实现反硝化 反应。

终沉池对ABFT池出水进行泥水分离，底部污泥返回ABFT池前端，增加ABFT池污泥浓度，提高硝 化、反硝化反应效率；终沉池上清液自流至清水池内，达标后即可外排。

一、预处理工艺：

由于餐厨垃圾废水含有(轻油)植物油、动物油(牛油、猪油)及废水中含有大量的悬浮物必须经混 凝气浮，乳化油、分散油必须进行破乳。故该废水预处理采用破乳混凝气浮工艺，也是该废水预处理最有 效的方法。

分离废水中乳化油的主要机理是使其失去乳化稳定性，就是所谓破乳。常用的化学破乳法是向废水中 投加化学试剂，通过化学作用使乳化液脱稳、破乳，实现油水分离的目的。

混凝是对污水中的胶体粒子、亲水性污染物的电中和脱稳、凝聚，疏水性有机物和微小悬浮物的絮凝， 将上述微观粒子形成肉眼可见的矾花，然后通过重力沉降或溶气上浮实现泥水分离，以去除水中COD、 BOD、SS、色度、重金属元素等。混凝技术与气浮或沉淀工艺的组合技术成熟，处理效果好，在废水处理 领域有非常广泛的应用。

通常来讲，我们将使胶粒脱稳并凝聚的药剂称为混凝剂，而将促进混凝效果的药剂称为絮凝剂或称助 凝剂，助凝剂不能独立完成混凝作用。常用的无机混凝剂有铝盐和铁盐，如聚合氯化铝(PAC)、聚硫酸铁 (PFS)、聚合硫酸铝(PAS)、三氯化铁等，有机高分子絮凝剂有聚丙烯酰胺(PAM)等。根据现有黑石 子餐厨垃圾厂污水处理站运行情况与工程经验，本试验采用破乳剂为FeCL3，混凝剂为PAC，助凝剂为PAM (阳离子型)。

药剂投加量试验

1、水样来源

本次预处理混凝试验水样取自餐厨垃圾污水处理站隔油池出水。测得该水样COD6310mg/L，氨氮 1410mg/L，动植物油316mg/L，SS3455mg/L，动植物油415mg/L。

2、试验药剂

本破乳剂为FeCL3，混凝剂为PAC，助凝剂为PAM(阳离子型)。

3、试验方法

试验采用静态烧杯实验，对该水样进行混凝试验研究。取1L水样在烧杯中，搅拌水样混匀后，投入 破乳剂，搅拌5min后，加入PAC，再搅拌5min后加入PAM，快速搅拌2min后慢速搅拌10min，静置30min 后，取上清液测COD、SS、动植物油进行分析，通过各指标的去除率来确定药剂最佳投加量。

4、正交试验

(1)因素的选取：通过单因素试验，我们发现众多影响因素中破乳剂投加量、PAC投加量与PAM投 加量对絮凝效果影响比较重要，因此本试验选取上述是三个因素为正交试验的因子。

(2)水平的选取：对上述三个因素各自水平的选取，依据单因素试验各因子的水平选定为3个，尽 量使水平覆盖现有工程处理该餐厨废水时药剂投加范围。

(3)因素水平表：本试验选用上述三个因素，每个因素选定3个水平，开展正交试验，因素水平表 见表4-1。

(4)试验评价指标：本试验的混凝处理效果指标为COD去除率，SS去除率和动植物油去除率。

表4-1正交试验因素及水平表

5、试验结果

破乳剂、PAC和PAM正交混凝试验结果及根据试验结果进行的直观分析结果见表4-2与4-3。

表4-2正交试验结果

表4-3直观分析结果表

由表4-3中极差R值可知，较好水平的选取显然为A3B2C3，即FeCL3最佳投加量为2g/L，混凝剂PAC 最佳投加量为1g/L，助凝剂PAM最佳投加量为PAM为0.1g/L。

6、气浮试验方法

(1)在气浮装置内接满清水，开启气浮装置，调整气浮装置在最佳溶气状态。

(2)打开进水泵(取水来自隔油池出水)、加药泵(包括破乳剂加药泵、PAC加药泵和PAM加药泵)， 调整进水量维持在1m³/h左右，同时分别调整破乳剂FeCL3投加量为2g/L，混凝剂PAC投加量为1g/L， 助凝剂PAM投加量为0.1g/L。同时调整气搅拌阀门，保证药剂与污水快速混合反应，但不宜过大，避免 产生的絮体被搅散。

(3)待气浮装置运行稳定，约半小时后，先前加入的清水已基本流出，取进入混凝装置前原水与气 浮出水监测数据。

表4-4为不同时段相同工况下破乳混凝气浮装置对COD、SS、动植物的去除情况。

表4-4破乳混凝气浮中试监测数据

试验中，气浮出水由原黑色变成泥巴色，无颗粒状悬浮物。从表4-4以看到，破乳、混凝气浮对COD 的去除率为10.12～14.47％，去除效果比较稳定，平均去除率为12.35％；对SS的去除率为96.99～98.5％、 平均去除率为97.72％；对动植物油的去除率为84.66～93.2％、平均去除率为91.68％。

气浮装置FeCL3投加量为2g/L，混凝剂PAC投加量为1g/L，助凝剂PAM投加量为0.1g/L。FeCL3按 4元/kg，PAC按2.5元/kg，PAM按15元/kg，混凝气浮处理药剂成本为12元/m³。

中试预处理段装机功率2.59kw，每天运行4h，每天电耗为9kw·h(气浮空压机间歇运行)。电费按0.8 元/kw·h计，预处理段单位电费为1.44元/m³。预处理段总运行成本为13.44元/m³。

破乳、混凝气浮后，废水浊度明显改善，SS和动植物油已经基本上达到排放标准。针对餐厨垃圾废水， 隔油后采用破乳混凝气浮工艺是行之可行的。

二、生化处理工艺

1)SHARON工艺

SHARON工艺是基于亚硝酸细菌所致的氨氧化反应和反硝化细菌所致的亚硝酸盐还原反应而开发的 短程脱氮工艺。就生物脱氮而言，硝化过程中的“NO2-到NO3-”是一段多走的路程，将其从工艺中省去同样 能实现废水脱氮。根据这一思想，荷兰Delft工业大学于1997年提出并成功开发了SAHRON工艺。

SHARON工艺的典型特征是：

(1)短程硝化与短程反硝化被放置在一个反应器内实施，工艺流程较短；

(2)反应器结构简单；

(3)操作温度较高(30～400C)，处理效果较好；

(4)借助于反硝化作用调控酸碱度，无须加碱中和。

短程硝化工艺的微生物学原理主要是利用亚硝化细菌和硝化细菌的基质专一性、倍增时间差异性、生 长对基质浓度的依懒性等方面的不同来实现的。SHARON短程硝化反硝化与全程硝化反硝化相比具有以下 优点：

(1)硝化与反硝化两个阶段在同一反应器中完成，可以简化流程；

(2)硝化产生的酸度可部分地有反硝化产生的碱中和；

(3)可以缩短水力停留时间(HRT)，减少反应器体积和占地面积；

(4)可以节省反硝化过程需要的外加碳源，以甲醇为例，NO2-反硝化比NO3-反硝化可节省碳源40％；

(5)可节省供气量25％左右，节省动力消耗；

(6)污泥量减少50％.

因此，SHARON短程硝化对于低碳高氮的废水脱氮处理具有显著优势。

实现短程硝化的关键是在硝化阶段实现NO2—N的积累，SHARON工艺的操作温度以30～35oC为宜， pH值根据游离氨对亚硝酸菌的抑制范围来控制，溶解氧浓度控制在1.0～1.5mg/L范围，供养方式采用间 歇曝气。基质中游离氨浓度调控在5～10mg/L范围内有利于实现短程硝化，污泥以(以VSS计)氨负荷 为0.02～0.07kg/(kg.d)，泥龄在1～2.5天。大量的实验表明，在废水温度较高、DO较低条件下，利用亚硝 酸菌和硝化菌的不同生长速度，通过控制水力停留时间，将生长速率较慢的硝酸菌冲走，使亚硝酸菌大量 积累，可以使短程硝化成功运行。

目前短程硝化工艺还主要处于实验室研究阶段，应用到大规模运行实例还不多，尤其是运用到餐厨垃 圾废水，在SHARON工艺中，温度和溶解氧(DO)受到严格控制。利用此专利工艺的两座废水生物脱氮 处理厂已在荷兰建成，证明了短程硝化—反硝化的可行性。但此工艺利用消化污泥消化液本身温度较高的 特点来实现短程硝化，这对于大多数市政工程来说好像意义不大，因为大量水要升温、保温在30～40℃难 于实现。但对于本身进水温度较高的高氨氮废水生物脱氮处理有重要的现实意义(沼液采用高温发酵，发 酵罐排出沼液温度在50℃左右)。

本实验SHARON法在一个简单的充氧反应器中进行，采用类似UBR序批式运行方式，分为曝气硝化、 缺氧反硝化、沉淀、排上清液4个步骤构成的周期处理方式。

2)水解酸化工艺

水解酸化是在兼性条件下的生物降解过程，一些复杂的不溶性的有机物(包括聚合物)在水解酸化过 程中转化为简单的溶解性的单体或二聚体化合物，如淀粉在水体中被水解为葡萄糖，蛋白质被水解为二肽 或氨基酸等。水解反应发生后，有机物分子的极性和溶解度等都会发生改变，对后续的生化处理有良好的 促进作用，同时水解酸化过程对COD也有一定的去除率。

本实验水解酸化总水力停留时间为52h，连续运行，在缺氧的条件下进行。

3)A/O硝化反硝化工艺

A/O法(缺氧－好氧活性污泥法)流程将缺氧的反硝化反应器设置在好氧反应器的前面，因此常被称 为“前置式反硝化生物脱氮系统”，当废水需要同时去除有机物和脱氮时，该工艺是实际工程中采用较多的 一种经典工艺。

反硝化作用是指在无氧或低氧条件下，硝酸态氮、亚硝酸态氮被微生物还原转化为分子态氮(N2)的过 程。参与这一作用的微生物是反硝化细菌，这是一类异养型的兼性厌氧细菌，它们在缺氧的条件下(DO 低于0.5mg/L)，利用有机碳源为电子供体，N03--N作为电子受体，在降解有机物的同时进行反硝化作用， 其反应过程可表式为：

NO2^-+3H(电子供体)→0.5N2+H2O+OH-

NO3^-+5H(电子供体)→0.5N2+H2O+OH-

反硝化过程可以概括为：

NO3-→NO2-→NO→N2O→N2

A/O法主要特征是反硝化反应器(缺氧池)设置在流程的前端，而去除COD、进行硝化反应的综合好 氧反应器(好氧池)则设置在流程的后端，原污水依次进入缺氧池和好氧池以及沉淀池，同时将好氧池的 混合液和沉淀池的污泥回流到缺氧池，因此，在实现反硝化反应时可以利用原污水中的有机物直接作为有 机碳源，将从好氧反应器回流回来的含有硝酸盐的混合液中的硝酸盐反硝化成为氮气。在反硝化反应器中 由于反硝化反应而产生的碱度可以随出水进入好氧硝化反应器，补偿硝化反应过程中所需消耗碱度的一半 左右。好氧的硝化反应器设置在流程的后端，也可以使反硝化过程残留的有机物得以进一步去除。

4)ABFT工艺

曝气生物流化池Aerationbiologicalfluidizedtank(简称ABFT)工艺是近年新兴的一种生化法脱氮的 污水处理技术。该工艺综合了介质流态化、吸附和生物化学过程，运行机理上较为复杂，但运行管理方便、 操作简单。特别是物理化学法与生物法相结合，同时兼顾了活性污泥法、生物膜法和固定化微生物技术的 长处，因此已越来越受到水处理界的重视。

通过在曝气生物流化池(ABFT)中投加占曝气池有效容积40％～60％的高效微生物载体，使微生物 大量附着并固定于其上，ABFT工艺实际上是综合传统活性污泥法与生物膜法优点的双生物反应器污水处 理工艺。各级ABFT池中，通过逐级培养不同特效优势菌种，提高目标污染物的降解效果；成活后的微生 物吸附在载体上，吸附后的微生物不易脱落和流失，高负载的生物量保证了ABFT工艺去除污染物的高效 性和稳定性。

工艺特点

作为一种高效、稳定的新型污水处理工艺，ABFT具有以下特点：

(1)脱氮效果好。微生物吸附在载体上，在好氧条件下，载体表面附着有较多的硝化菌，同时缺氧 条件下，载体表面附着有较多的反硝化菌，其泥龄都可达60天以上，具有良好的脱氮效果。

(2)处理负荷高、占地面积小。

(3)分级处理。ABFT工艺池体设计中常以小格多级为主。随着水中污染物浓度的递减，便于在不同 的池体内培养适宜该池环境的微生物优势菌群，同时便于对其外部环境进行调整与控制，提高处理效率。

(4)模块化管理。当生产工艺受季节性限制或后续设备检修需要停止时，可以将ABFT生化工艺休 眠，以降低运行成本；再次使用时，ABFT生化系统短时间内可迅速启动。

(5)不产生污泥膨胀，污泥产量小。生物载体上的微生物除真菌、丝状菌和菌胶团外，还有多种捕 食细菌的原生动物和后生动物，形成了稳定的食物链，因而产生的污泥量小，不长生污泥膨胀，易于管理。

(6)出水水质好且稳定。同接触氧化法、生物膜法、BAF等工艺相比，ABFT工艺运行稳定，出水 水质好且稳定。特别适用于工业废水的处理以及中水回用的深度处理工艺。

(7)费用低廉。同传统工艺相比，投资费用和运行费用均低。

三、生化处理运行方式

为便于快速开展中试研究，中试装置中试污泥取至黑石子餐厨垃圾污水处理站，其中SHARON装置 污泥取至污水站MBR硝化池，水解装置污泥取至污水站水解罐，A/O装置与ABFT装置污泥也取至污水 站MBR硝化池。采用潜水泵连接DN20橡胶软管打入对应中试装置内，并装满对应中试装置。

按中试方案相关运行参数，快速恢复生化处理装置满负荷运行。理论上，A/O装置混合液回流(内回流) 增加，脱氮效果提高，但内回流比过大又会影响缺氧池微生物菌群的生长。根据黑石子餐厨垃圾污水处理 站实际运行经验，本阶段中试内回流比为8倍；污泥回流(外回流)即混合液从好氧池回流至厌氧池进行厌 氧释磷，以达到除磷的效果，同时保证生物池内活性污泥的浓度，外回流比为2倍，调试初期不排泥。ABFT 回流泵间歇运行，从第4格好氧区回流至第1格缺氧区，回流比为2倍。风机全天运行，调整至合适风量， 多余风量放空。

A/O装置通过投加碱片保持O池pH维持在6.5以上；根据A/O装置的进水浓度COD/NH3-N的比值 确定A池投加碳源量，碳源为固态葡萄糖，投加碳源后A/O装置的进水浓度COD/NH3-N的比值保持在5 以上。SHARON装置处于工艺最前端碳源与生物碱充足，不投加碳源与碱片；A/O装置投加碳源后，进入 ABFT装置COD比较充足，也不投加碳源与碱片。

逐步提升水量至5m³/d后，开始对各处理装置进出水进行水质监测，确定工艺可行性。

中试装置满负荷运行一个半月，各装置对COD、氨氮、总氮去除率情况，来确定处理该废水各装置的 可行性。

1)SHARON装置

SHARON装置对COD、氨氮、总氮的去除率见表5-1。

5-1SHARON装置去除率

从表5-1以看到，SHARON装置对COD平均去除率为30.57％，对氨氮平均去除率为24.89％，对总 氮平均去除率为29.84％。

2)水解装置

水解装置对COD、氨氮、总氮的去除率见表5-2。

5-2水解装置去除率

从表5-2以看到，水解装置对COD平均去除率为26.36％，对氨氮平均去除率为5.57％，对总氮平均 去除率为0.40％。

3)A/O装置

A/O装置对COD、氨氮、总氮的去除率见表5-3。

5-3A/O装置去除率

注：A/O装置进水COD为未投加碳源的COD值，出水为已投加碳源COD值。

从表5-3以看到，A/O装置对COD平均去除率为51.91％(未计入投入碳源去除率)，对氨氮平均去除 率为84.38％，对总氮平均去除率为58.26％。碳源(固态葡萄糖)平均每天投加量为16.8kg，碱片(补充 硝化碱度)平均每天投加量为5.6kg。

4)ABFT装置

ABFT装置对COD、氨氮、总氮的去除率见表5-4。

5-4ABFT装置去除率

从表5-4以看到，ABFT装置对COD平均去除率为74.52％，对氨氮平均去除率为76.58％，对总氮平 均去除率为14.45％。

中试装置满负荷运行(每天处理能力达到5m³/d)后，在一个半月的时间内监测了6组数据，针对该 餐厨垃圾废水各装置去除效果可行性进行分析。

通过最终出水分析，COD平均浓度为314mg/L，监测数据全部达标；氨氮平均浓度为26mg/L，监测 数据全部达标；总氮平均浓度为412mg/L，总氮出水偏高。针对该餐厨垃圾废水，采用该工艺基本能够使 COD、氨氮达标运行。

以上所述仅为本发明的较佳实施例而已，并不以本发明为限制，凡在本发明的精神和原则之内所作的 任何修改、等同替换和改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。