摘要：以城市污水處理廠升級改造爲背景，針對污水生物脫氮工藝執行中存在的問題，從生物脫氮的不同階段及主要影響因素，研究提出若干可行的強化脫氮措施。試驗研究結果表明：水溫是影響生物硝化效果的重要因素，透過投加適當比例的懸浮填料可將冬季硝化效率提高１倍左右；投加碳源是提高反硝化效率的重要措施之一，透過投加乙酸鈉，反硝化速率和反硝化量相應提高；內源反硝化也是可以加以利用的脫氮渠道，硝酸鹽在二沉池內可內源反硝化去除，但容易造成污泥上浮；透過技術措施強化二沉池等設施的泥水分離效果，可減少污泥顆粒中氮組分對出水總氮濃度的不利影響。
關鍵詞：生物脫氮；污水處理廠；升級改造；硝化反硝化
０前言
近些年來，由氮磷營養物污染引起的水體藍綠藻暴發及水質惡化，已經受到社會公衆的普遍關注。作爲氮磷污染負荷削減任務的主要承擔者，城市污水處理廠對水環境保護起着極其重要的作用。歐美等國家對氮磷污染的關注較早，而且也比較重視，制定的污水排放標準通常結合當地實際要求，執行管理控制比較嚴格。目前我國大部分城市污水處理廠面臨着提高脫氮效率的艱鉅任務，許多早期建設的污水處理廠都面臨着升級改造的任務，亟需開展污水處理廠生物脫氮技術、執行與管理等方面的工程應用研究。污水生物處理過程中氮的轉化包括同化、氨化、硝化和反硝化作用，因而城市污水處理廠生物脫氮的性能與上述氮的轉化過程及相關技術措施密切相關。基於以上考慮，本文以典型城市污水處理廠爲研究對象，以提標改造技術需求爲背景，從污水生物脫氮的不同階段及主要影響因素，開展生物脫氮工藝執行特性及強化脫氮效能技術對策的研究，以期對城市污水生物脫氮系統的穩定執行及面臨的升級改造提供參考依據。
１材料和方法
１．１試驗材料
本研究在華中某城市污水處理廠內進行，該廠設計處理能力８萬ｍ３／ｄ，其生物處理工藝單元採用氧化溝池型。試驗所用測定裝置爲容積１．５Ｌ的柱狀有機玻璃反應器。硝酸鹽氮與氨氮的含量採用ＨＡＣＨ紫外分光光度計分析；溶解氧採用ＹＳＩ溶解氧測定儀分析；曝氣裝置選擇森森充氧泵；攪拌裝置爲ＺＲ４－６型混凝試驗攪拌器（攪拌時間和轉速可自動控制，取轉速３５ｒ／ｍｉｎ）。
１．２分析測定方法
１．２．１硝化速率的測定自氧化溝不同位置取一定體積的混合液，置於配有曝氣和溶解氧測定裝置的反應器中，連續曝氣並按一定時間間隔取樣，測定液相中的氨氮（ＮＨ３－Ｎ）和硝酸鹽氮（ＮＯ－３－Ｎ或ＮＯ－ｘ－Ｎ）濃度變化，根據測定結果繪製ＮＨ３－Ｎ和ＮＯ－３－Ｎ（ＮＯ－ｘ－Ｎ）濃度隨時間ｔ變化的關係曲線，由此計算出單位時間單位污泥濃度的ＮＨ３－Ｎ減少量（混合液中有機氮的氨化作用影響可以忽略）或ＮＯ－３－Ｎ濃度的增加量，所得結果即爲該活性污泥系統的硝化反應速率，用ｍｇＮＯ－３－Ｎ／（ｇＶＳＳｈ）表示。需要注意的是，在活性污泥硝化速率的測定中，如果混合液樣品中的ＮＨ３－Ｎ濃度已經過低，不能滿足硝化速率測定所需的ＮＨ３－Ｎ濃度範圍時，應考慮向混合液中加入一定量的ＮＨ４Ｃｌ或其他ＮＨ３－Ｎ物質。對於取自氧化溝進口端的混合液，考慮到迴流液鹼度已經被消耗，剩餘鹼度可能不足以滿足後續測定所需，需要向混合液樣品中投加一定量的鹼性物質（氫氧化鈉或碳酸氫鈉）或先進行反硝化反應。硝化活性主要體現在硝化速率上，硝化過程比較複雜。理論上，可用ＮＨ３－Ｎ和ＮＯ－３－Ｎ的含量來表徵硝化速率，但考慮到實際執行過程中，ＮＨ３－Ｎ轉化爲ＮＯ－３－Ｎ的過程中一部分有機氮轉變爲了ＮＨ３－Ｎ，它不能準確反映出硝化速率。因此，採用ＮＯ－３－Ｎ的含量變化來表徵硝化速率［１］。１．２．２反硝化速率的測定在氧化溝進水與內迴流混合處取適量混合液，適當速度連續攪拌，以防止污泥沉澱。攪拌過程中，每隔２０ｍｉｎ取混合液樣品，經離心後測定上清液中ＮＯ－３－Ｎ的含量，根據檢測結果作ＮＯ－３－Ｎ濃度對時間ｔ的曲線，利用曲線斜率ｒ和測定的混合液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。爲揭示污水處理廠生物反硝化能力的現狀，本試驗將反硝化速率作爲主要監測指標進行日常測定。１．２．３內源反硝化速率的測定在氧化溝出水末端位置取適量混合液，透過內源代謝過程進行反硝化，完全混合後，進行適度攪拌，防止污泥沉降。攪拌過程中，每隔２０ｍｉｎ取少量混合液，測定其中的ＮＯ－３－Ｎ的濃度，以ＮＯ－３－Ｎ濃度的變化作爲內源反硝化速率，用ｍｇＮＯ－３－Ｎ／（ｇＶＳＳｈ）表示。
２結果與討論
２．１同化作用
污水生物處理過程中，一部分氮（氨氮或有機氮）用於活性污泥微生物的生物合成，被同化成微生物細胞的組分，可與顆粒性不可生物降解有機氮一起，透過剩餘污泥外排的途徑加以去除。因此，可透過強化二沉池等設施泥水分離效果的技術措施來減少污泥顆粒對出水總氮濃度的不利影響。
２．２氨化過程
氨化是指污水中有機氮在氨化細菌的作用下轉化爲ＮＨ３－Ｎ的過程。實際上，要得到真正的氨化速率非常困難，因爲細菌的生長也會利用ＮＨ３－Ｎ，產生的ＮＨ３－Ｎ也會被硝化菌所消耗，僅以水中ＮＨ３－Ｎ濃度的增加來表徵氨化速率是不夠準確的。但對於污水生物脫氮系統而言，氨化作用不是生物脫氮過程的限制因素，氨化過程與有機物的水解及轉化過程同時進行，有機物水解與轉化過程結束時，已基本完成外部含氮有機物的氨化過程。以氨化過程爲突破口來提高脫氮效率並不現實，也無必要。
２．３生物硝化過程
氨氮在硝化菌的作用下轉化爲硝酸鹽氮的過程稱爲硝化，是生物脫氮的重要階段。硝化菌是由兩組自養型好氧微生物透過兩個過程完成的。第一步先由亞硝酸菌將氨氮轉化成亞硝酸鹽。第二步再由硝酸菌將亞硝酸鹽氧化成硝酸鹽。亞硝酸菌有亞硝酸單胞菌屬、亞硝酸螺桿菌屬和亞硝酸球菌屬等；硝酸菌有硝酸桿菌、螺菌屬和球菌屬等，硝化菌屬專性好氧菌。它們利用無機化合物如ＣＯ２－３、ＨＣＯ－３、ＣＯ２作碳源，從ＮＨ＋４或ＮＯ－２的氧化反應中獲得能量。硝化菌的主要特徵是生長速率低、受溫度影響大、對ｐＨ非常敏感以及受Ｃ／Ｎ比影響顯著等。考慮到當前城市污水處理廠處理目標和執行調控的實際需要，本文主要從溫度和投加填料的影響兩個方面對生物硝化過程進行討論。２．３．１溫度對污水生物處理硝化速率的影響爲考察城市污水處理廠生物脫氮的現狀，本研究對氧化溝內活性污泥系統的硝化速率進行了日常跟蹤檢測，檢測結果如圖１所示。從結果可以看出，溫度與硝化速率接近線性相關，其變化對硝化反應的影響非常明顯，冬夏兩季硝化速率相差甚至２倍以上。這會導致許多污水處理廠冬季生物硝化能力低下，出水ＴＮ超標。硝化過程是生物脫氮的限制因素，因此，採取合理措施提高生物處理系統低溫時的.硝化能力，是污水處理廠升級改造的重點所在。２．３．２投加懸浮填料對硝化效果的影響硝化菌具有較強的附着能力，在生物池內投加懸浮填料，形成活性污泥－生物膜複合脫氮系統，在不影響除磷效果的前提下，可大量富集硝化細菌，從而提高系統的硝化能力。投加填料已成爲目前城市污水處理廠升級改造的重要技術措施之一，但對於投加填料所產生的強化硝化效果，莫衷一是。爲此，本研究對投加懸浮填料的強化硝化效果進行了分析研究。本研究在水溫１４℃條件下進行，對比了投加填料與否對活性污泥系統硝化能力的影響，測定結果如圖２所示，投加懸浮填料後，由於填料掛膜，系統功能微生物生物量提高，硝化速率有明顯的提高。基於以上試驗結果，透過採用投加懸浮填料的方法提高原活性污泥系統的硝化能力，是可行的，且工程建設、執行、管理相對比較簡單，便於實施，是城市污水處理廠升級改造具有前景的方法之一，但在投加懸浮填料的工程應用過程中，應充分考慮填料的選型、填充率的選擇以及填料流化的保障措施等因素。
２．４生物反硝化過程
反硝化作用是指亞硝酸（鹽）和硝酸（鹽）在異養微生物的作用下，被異化還原爲氮氣的過程。參與這一生化反應的微生物是反硝化菌。反硝化菌屬兼性菌，在自然環境中幾乎無處不在，污水處理系統中許多常見的微生物都是反硝化菌。如變形桿菌、微球菌屬、假單胞菌屬、芽胞桿菌屬、產鹼桿菌屬等。有分子態溶解氧存在時，反硝化菌能夠氧化分解有機物，利用分子氧作爲最終電子受體。在無分子態溶解氧情況下，反硝化菌可以利用硝酸鹽和亞硝酸鹽中的Ｎ５＋和Ｎ３＋作爲能量代謝中的電子受體被還原。２．４．１反硝化過程面臨的問題爲理清污水處理廠反硝化工藝單元的執行現狀，對生物處理系統的反硝化能力進行了跟蹤檢測。如圖３所示，水溫對反硝化效果的影響並不大，系統反硝化速率基本維持在０．８ｍｇＮＯ－３－Ｎ／（ｇＶＳＳｈ）左右，基本處於較低的水平。究其原因，反硝化細菌在反硝化過程中需要消耗一定量的有機物。按照脫氮除磷理論以及化學衡算關係，轉化１ｇＮＯ－２－Ｎ爲Ｎ２時，需要有機物（以ＢＯＤ５計）１．７１ｇ，轉化１ｇＮＯ－３－Ｎ爲Ｎ２時，需要有機物（以ＢＯＤ５計）爲２．８６ｇ［１］，因此通常要求系統中的ＢＯＤ５／ＴＫＮ大於３才能滿足脫氮的最基本碳源要求。也就是說，城鎮污水處理廠的ＴＮ是否能穩定達標，ＢＯＤ５／ＴＫＮ的比例關係有很大影響。如圖４所示，進水ＣＯＤ／ＮＨ３－Ｎ約爲８，摺合成ＢＯＤ５／ＴＫＮ不到２．５，且波動明顯，可供反硝化細菌利用的有機物相對不足。因此，碳源不足是影響污水處理廠反硝化效果的關鍵因素，需要採取外加碳源、內碳源開發等有效技術措施提高生物脫氮系統的碳氮比。２．４．２投加碳源對反硝化的影響反硝化過程需要有機物作爲電子供體，將硝酸鹽氮還原爲氮氣，以實現污水脫氮的目的。透過在生物池內投加外部碳源，能夠快速提高系統的反硝化能力［３］。本研究對比分析了投加碳源對生物處理系統反硝化能力的影響，如圖５所示，投加已知量碳源（乙酸鈉）後，反硝化能力顯著提高。因此，在進水碳源不足的情況下，可以透過外加碳源的方法提高系統的反硝化效果，強化生物脫氮性能。２．４．３內源反硝化過程對脫氮效果的影響內源反硝化是指水中缺少底物的情況下，反硝化菌依靠內源消耗進行反硝化的過程。通常情況下，反硝化速度較慢，其作用容易被忽略。但多數情況下，受控或不受控的內源反硝化過程都是生物脫氮的重要組成部分，只是不希望二沉池因反硝化而出現污泥上浮等不良後果。內源反硝化發生在可快速利用和慢速利用的碳源已基本完全消耗的情況下，爲此，本研究取樣位置選擇在氧化溝的出口處。測定的內源反硝化速率如圖６所示，內源反硝化速率平均爲０．６８ｍｇＮＯ－３－Ｎ／（ｇＶＳＳｈ）。由此可見，內源反硝化對生物脫氮效果亦具有明顯的貢獻，在實際條件允許的情況下，可透過增加缺氧池的水力停留時間來充分利用內源反硝化過程，從而儘可能減少外碳源的投加，但需要防範由於內源反硝化過程造成的二沉池污泥上浮現象，或者所需的泥齡明顯增加，不夠經濟。
３結論與建議
（１）由於排放標準升級，許多現有城市污水處理廠因ＴＮ等指標難以穩定達標而面臨着升級改造的任務。改造工程應根據污水處理廠現狀，從生物脫氮過程的不同階段綜合考慮，做到技術可行，經濟合理，工程量小。（２）硝化是生物脫氮的重要過程，也是污水處理廠提高脫氮效率的限制因素之一。在污水處理廠升級改造過程中，屬於需要重點考慮的單元，可透過投加懸浮填料、增大污泥齡等技術手段強化活性污泥系統的硝化能力，特別是低溫環境下的硝化能力。（３）反硝化速率相對較快，但容易受到有機物含量不足的影響。在升級改造過程中，最重要的是保證充足的碳源，以滿足ＴＮ穩定達標所需的碳氮比。在進水碳源不足的情況下，可透過投加外碳源、開發內碳源等技術手段來改善城市污水處理廠的反硝化效果，也可透過內源反硝化過程的合理利用作爲強化脫氮效果的補充。（４）由於同化作用所形成的微生物中的氮組分以及顆粒性不可生物降解有機氮，可透過強化二沉池等設施泥水分離效果的技術措施來減少污泥顆粒中氮組分對出水總氮濃度的不利影響。
參考文獻
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