城市污水处理生物脱氮能力的技术措施论文
摘要：以城市污水处理厂升级改造为背景，针对污水生物脱氮工艺运行中存在的问题，从生物脱氮的不同阶段及主要影响因素，研究提出若干可行的强化脱氮措施。试验研究结果表明：水温是影响生物硝化效果的重要因素，通过投加适当比例的悬浮填料可将冬季硝化效率提高１倍左右；投加碳源是提高反硝化效率的重要措施之一，通过投加乙酸钠，反硝化速率和反硝化量相应提高；内源反硝化也是可以加以利用的脱氮渠道，硝酸盐在二沉池内可内源反硝化去除，但容易造成污泥上浮；通过技术措施强化二沉池等设施的泥水分离效果，可减少污泥颗粒中氮组分对出水总氮浓度的不利影响。
关键词：生物脱氮；污水处理厂；升级改造；硝化反硝化
０前言
近些年来，由氮磷营养物污染引起的水体蓝绿藻暴发及水质恶化，已经受到社会公众的普遍关注。作为氮磷污染负荷削减任务的主要承担者，城市污水处理厂对水环境保护起着极其重要的作用。欧美等国家对氮磷污染的关注较早，而且也比较重视，制定的污水排放标准通常结合当地实际要求，运行管理控制比较严格。目前我国大部分城市污水处理厂面临着提高脱氮效率的艰巨任务，许多早期建设的污水处理厂都面临着升级改造的任务，亟需开展污水处理厂生物脱氮技术、运行与管理等方面的工程应用研究。污水生物处理过程中氮的转化包括同化、氨化、硝化和反硝化作用，因而城市污水处理厂生物脱氮的性能与上述氮的转化过程及相关技术措施密切相关。基于以上考虑，本文以典型城市污水处理厂为研究对象，以提标改造技术需求为背景，从污水生物脱氮的不同阶段及主要影响因素，开展生物脱氮工艺运行特性及强化脱氮效能技术对策的研究，以期对城市污水生物脱氮系统的稳定运行及面临的升级改造提供参考依据。
１材料和方法
１．１试验材料
本研究在华中某城市污水处理厂内进行，该厂设计处理能力８万ｍ３／ｄ，其生物处理工艺单元采用氧化沟池型。试验所用测定装置为容积１．５Ｌ的柱状有机玻璃反应器。硝酸盐氮与氨氮的含量采用ＨＡＣＨ紫外分光光度计分析；溶解氧采用ＹＳＩ溶解氧测定仪分析；曝气装置选择森森充氧泵；搅拌装置为ＺＲ４－６型混凝试验搅拌器（搅拌时间和转速可自动控制，取转速３５ｒ／ｍｉｎ）。
１．２分析测定方法
１．２．１硝化速率的测定自氧化沟不同位置取一定体积的混合液，置于配有曝气和溶解氧测定装置的反应器中，连续曝气并按一定时间间隔取样，测定液相中的氨氮（ＮＨ３－Ｎ）和硝酸盐氮（ＮＯ－３－Ｎ或ＮＯ－ｘ－Ｎ）浓度变化，根据测定结果绘制ＮＨ３－Ｎ和ＮＯ－３－Ｎ（ＮＯ－ｘ－Ｎ）浓度随时间ｔ变化的关系曲线，由此计算出单位时间单位污泥浓度的ＮＨ３－Ｎ减少量（混合液中有机氮的氨化作用影响可以忽略）或ＮＯ－３－Ｎ浓度的增加量，所得结果即为该活性污泥系统的硝化反应速率，用ｍｇＮＯ－３－Ｎ／（ｇＶＳＳｈ）表示。需要注意的是，在活性污泥硝化速率的测定中，如果混合液样品中的ＮＨ３－Ｎ浓度已经过低，不能满足硝化速率测定所需的ＮＨ３－Ｎ浓度范围时，应考虑向混合液中加入一定量的ＮＨ４Ｃｌ或其他ＮＨ３－Ｎ物质。对于取自氧化沟进口端的混合液，考虑到回流液碱度已经被消耗，剩余碱度可能不足以满足后续测定所需，需要向混合液样品中投加一定量的碱性物质（氢氧化钠或碳酸氢钠）或先进行反硝化反应。硝化活性主要体现在硝化速率上，硝化过程比较复杂。理论上，可用ＮＨ３－Ｎ和ＮＯ－３－Ｎ的含量来表征硝化速率，但考虑到实际运行过程中，ＮＨ３－Ｎ转化为ＮＯ－３－Ｎ的过程中一部分有机氮转变为了ＮＨ３－Ｎ，它不能准确反映出硝化速率。因此，采用ＮＯ－３－Ｎ的含量变化来表征硝化速率［１］。１．２．２反硝化速率的测定在氧化沟进水与内回流混合处取适量混合液，适当速度连续搅拌，以防止污泥沉淀。搅拌过程中，每隔２０ｍｉｎ取混合液样品，经离心后测定上清液中ＮＯ－３－Ｎ的含量，根据检测结果作ＮＯ－３－Ｎ浓度对时间ｔ的曲线，利用曲线斜率ｒ和测定的混合液ＭＬＶＳＳ值，由式ＮＵＲ＝ｒ／ＭＬＶＳＳ求得混合液的反硝化速率，用ｍｇＮＯ－３－Ｎ／（ｇＶＳＳｈ）表示。为揭示污水处理厂生物反硝化能力的现状，本试验将反硝化速率作为主要监测指标进行日常测定。１．２．３内源反硝化速率的测定在氧化沟出水末端位置取适量混合液，通过内源代谢过程进行反硝化，完全混合后，进行适度搅拌，防止污泥沉降。搅拌过程中，每隔２０ｍｉｎ取少量混合液，测定其中的ＮＯ－３－Ｎ的浓度，以ＮＯ－３－Ｎ浓度的变化作为内源反硝化速率，用ｍｇＮＯ－３－Ｎ／（ｇＶＳＳｈ）表示。
２结果与讨论
２．１同化作用
污水生物处理过程中，一部分氮（氨氮或有机氮）用于活性污泥微生物的生物合成，被同化成微生物细胞的组分，可与颗粒性不可生物降解有机氮一起，通过剩余污泥外排的途径加以去除。因此，可通过强化二沉池等设施泥水分离效果的技术措施来减少污泥颗粒对出水总氮浓度的不利影响。
２．２氨化过程
氨化是指污水中有机氮在氨化细菌的作用下转化为ＮＨ３－Ｎ的过程。实际上，要得到真正的氨化速率非常困难，因为细菌的生长也会利用ＮＨ３－Ｎ，产生的ＮＨ３－Ｎ也会被硝化菌所消耗，仅以水中ＮＨ３－Ｎ浓度的增加来表征氨化速率是不够准确的。但对于污水生物脱氮系统而言，氨化作用不是生物脱氮过程的限制因素，氨化过程与有机物的水解及转化过程同时进行，有机物水解与转化过程结束时，已基本完成外部含氮有机物的氨化过程。以氨化过程为突破口来提高脱氮效率并不现实，也无必要。
２．３生物硝化过程
氨氮在硝化菌的作用下转化为硝酸盐氮的过程称为硝化，是生物脱氮的重要阶段。硝化菌是由两组自养型好氧微生物通过两个过程完成的。第一步先由亚硝酸菌将氨氮转化成亚硝酸盐。第二步再由硝酸菌将亚硝酸盐氧化成硝酸盐。亚硝酸菌有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺杆菌属和亚硝酸球菌属等；硝酸菌有硝酸杆菌、螺菌属和球菌属等，硝化菌属专性好氧菌。它们利用无机化合物如ＣＯ２－３、ＨＣＯ－３、ＣＯ２作碳源，从ＮＨ＋４或ＮＯ－２的氧化反应中获得能量。硝化菌的主要特征是生长速率低、受温度影响大、对ｐＨ非常敏感以及受Ｃ／Ｎ比影响显著等。考虑到当前城市污水处理厂处理目标和运行调控的实际需要，本文主要从温度和投加填料的影响两个方面对生物硝化过程进行讨论。２．３．１温度对污水生物处理硝化速率的影响为考察城市污水处理厂生物脱氮的现状，本研究对氧化沟内活性污泥系统的硝化速率进行了日常跟踪检测，检测结果如图１所示。从结果可以看出，温度与硝化速率接近线性相关，其变化对硝化反应的影响非常明显，冬夏两季硝化速率相差甚至２倍以上。这会导致许多污水处理厂冬季生物硝化能力低下，出水ＴＮ超标。硝化过程是生物脱氮的限制因素，因此，采取合理措施提高生物处理系统低温时的.硝化能力，是污水处理厂升级改造的重点所在。２．３．２投加悬浮填料对硝化效果的影响硝化菌具有较强的附着能力，在生物池内投加悬浮填料，形成活性污泥－生物膜复合脱氮系统，在不影响除磷效果的前提下，可大量富集硝化细菌，从而提高系统的硝化能力。投加填料已成为目前城市污水处理厂升级改造的重要技术措施之一，但对于投加填料所产生的强化硝化效果，莫衷一是。为此，本研究对投加悬浮填料的强化硝化效果进行了分析研究。本研究在水温１４℃条件下进行，对比了投加填料与否对活性污泥系统硝化能力的影响，测定结果如图２所示，投加悬浮填料后，由于填料挂膜，系统功能微生物生物量提高，硝化速率有明显的提高。基于以上试验结果，通过采用投加悬浮填料的方法提高原活性污泥系统的硝化能力，是可行的，且工程建设、运行、管理相对比较简单，便于实施，是城市污水处理厂升级改造具有前景的方法之一，但在投加悬浮填料的工程应用过程中，应充分考虑填料的选型、填充率的选择以及填料流化的保障措施等因素。
２．４生物反硝化过程
反硝化作用是指亚硝酸（盐）和硝酸（盐）在异养微生物的作用下，被异化还原为氮气的过程。参与这一生化反应的微生物是反硝化菌。反硝化菌属兼性菌，在自然环境中几乎无处不在，污水处理系统中许多常见的微生物都是反硝化菌。如变形杆菌、微球菌属、假单胞菌属、芽胞杆菌属、产碱杆菌属等。有分子态溶解氧存在时，反硝化菌能够氧化分解有机物，利用分子氧作为最终电子受体。在无分子态溶解氧情况下，反硝化菌可以利用硝酸盐和亚硝酸盐中的Ｎ５＋和Ｎ３＋作为能量代谢中的电子受体被还原。２．４．１反硝化过程面临的问题为理清污水处理厂反硝化工艺单元的运行现状，对生物处理系统的反硝化能力进行了跟踪检测。如图３所示，水温对反硝化效果的影响并不大，系统反硝化速率基本维持在０．８ｍｇＮＯ－３－Ｎ／（ｇＶＳＳｈ）左右，基本处于较低的水平。究其原因，反硝化细菌在反硝化过程中需要消耗一定量的有机物。按照脱氮除磷理论以及化学衡算关系，转化１ｇＮＯ－２－Ｎ为Ｎ２时，需要有机物（以ＢＯＤ５计）１．７１ｇ，转化１ｇＮＯ－３－Ｎ为Ｎ２时，需要有机物（以ＢＯＤ５计）为２．８６ｇ［１］，因此通常要求系统中的ＢＯＤ５／ＴＫＮ大于３才能满足脱氮的最基本碳源要求。也就是说，城镇污水处理厂的ＴＮ是否能稳定达标，ＢＯＤ５／ＴＫＮ的比例关系有很大影响。如图４所示，进水ＣＯＤ／ＮＨ３－Ｎ约为８，折合成ＢＯＤ５／ＴＫＮ不到２．５，且波动明显，可供反硝化细菌利用的有机物相对不足。因此，碳源不足是影响污水处理厂反硝化效果的关键因素，需要采取外加碳源、内碳源开发等有效技术措施提高生物脱氮系统的碳氮比。２．４．２投加碳源对反硝化的影响反硝化过程需要有机物作为电子供体，将硝酸盐氮还原为氮气，以实现污水脱氮的目的。通过在生物池内投加外部碳源，能够快速提高系统的反硝化能力［３］。本研究对比分析了投加碳源对生物处理系统反硝化能力的影响，如图５所示，投加已知量碳源（乙酸钠）后，反硝化能力显著提高。因此，在进水碳源不足的情况下，可以通过外加碳源的方法提高系统的反硝化效果，强化生物脱氮性能。２．４．３内源反硝化过程对脱氮效果的影响内源反硝化是指水中缺少底物的情况下，反硝化菌依靠内源消耗进行反硝化的过程。通常情况下，反硝化速度较慢，其作用容易被忽略。但多数情况下，受控或不受控的内源反硝化过程都是生物脱氮的重要组成部分，只是不希望二沉池因反硝化而出现污泥上浮等不良后果。内源反硝化发生在可快速利用和慢速利用的碳源已基本完全消耗的情况下，为此，本研究取样位置选择在氧化沟的出口处。测定的内源反硝化速率如图６所示，内源反硝化速率平均为０．６８ｍｇＮＯ－３－Ｎ／（ｇＶＳＳｈ）。由此可见，内源反硝化对生物脱氮效果亦具有明显的贡献，在实际条件允许的情况下，可通过增加缺氧池的水力停留时间来充分利用内源反硝化过程，从而尽可能减少外碳源的投加，但需要防范由于内源反硝化过程造成的二沉池污泥上浮现象，或者所需的泥龄明显增加，不够经济。
３结论与建议
（１）由于排放标准升级，许多现有城市污水处理厂因ＴＮ等指标难以稳定达标而面临着升级改造的任务。改造工程应根据污水处理厂现状，从生物脱氮过程的不同阶段综合考虑，做到技术可行，经济合理，工程量小。（２）硝化是生物脱氮的重要过程，也是污水处理厂提高脱氮效率的限制因素之一。在污水处理厂升级改造过程中，属于需要重点考虑的单元，可通过投加悬浮填料、增大污泥龄等技术手段强化活性污泥系统的硝化能力，特别是低温环境下的硝化能力。（３）反硝化速率相对较快，但容易受到有机物含量不足的影响。在升级改造过程中，最重要的是保证充足的碳源，以满足ＴＮ稳定达标所需的碳氮比。在进水碳源不足的情况下，可通过投加外碳源、开发内碳源等技术手段来改善城市污水处理厂的反硝化效果，也可通过内源反硝化过程的合理利用作为强化脱氮效果的补充。（４）由于同化作用所形成的微生物中的氮组分以及颗粒性不可生物降解有机氮，可通过强化二沉池等设施泥水分离效果的技术措施来减少污泥颗粒中氮组分对出水总氮浓度的不利影响。
参考文献
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