CN111268798A - 提高低碳氮比条件下a/o污水处理系统脱氮效率的方法 - Google Patents

Abstract

本发明属于水处理技术领域，具体为一种提高低C/N比进水条件下A/O污水处理系统脱氮效率的方法。本发明方案为：当进水中碳氮比较低时，对现有的运行的A/O系统进行如下调整：在好氧反应器中添加原水，即将部分原水超越缺氧反应器，直接进入好氧反应器；进入好氧反应器的有机物的量经平均后浓度不高于70mg/L.d；加大二沉池污泥回流量，部分污泥直接回流至好氧反应器中，保持好氧池中的污泥浓度达到7000~12000mg/L；二沉池回流污泥量进入厌氧池和好氧池的比例为0.5~2.5。本发明可整体提高现有污水处理工艺的出水水质，特别是降低出水中总氮的浓度，减少污泥产量。本发明方案运行简单，改造处理费用低，可用于现有污水处理系统的升级改造。

Description

提高低碳氮比条件下A/O污水处理系统脱氮效率的方法

技术领域

本发明属于水处理技术领域，具体涉及一种生物法污水处理的优化方法，尤其涉及一种提高低C/N比进水条件下A/O污水处理系统脱氮效率的方法。

背景技术

随着社会经济水平发展，生活水平提高，城镇生活用水量增长迅速，含氮有机物排放量升高，导致污水中氮含量提高，即碳氮(C/N)比下降。按照原有设计水质运行的污水处理厂难以适应污水中持续下降的C/N比，导致出水中氨氮或总氮不能达标排放。因此，低C/N比污水处理成为现阶段研究的热点之一。

目前污水中氮污染控制的经济有效方法主要为生物法。传统生物脱氮过程基于自养硝化和异养反硝化作用。在硝化反应的第一步，氨氧化细菌(AOB)通过羟胺(NH₂OH)将铵(NH₄ ⁺)氧化成亚硝酸盐(NO₂ ^-)(反应1和2)。第二步，亚硝酸盐氧化细菌(NOB)通过膜结合的亚硝酸盐氧化还原酶(NOR)将亚硝酸盐氧化成硝酸盐(NO₃ ^-)(反应3)。因为亚硝化细菌和硝化细菌均为好氧自养菌，硝化反应所需条件之一即为充足的溶解氧，因此，硝化反应通常作用于处理系统的好氧段。

在缺氧反硝化反应中，NO₃ ^-和NO₂ ^-被各种电子给体还原成气态氮，例如甲醇，乙酸盐和污水中的有机物质(反应4和5)。当进水中的碳氮(C/N)比过低时，系统的反硝化反应会被抑制，理论上，去除1mg NO₃ ^—N需要消耗2.86mgCOD。

传统生物脱氮技术在于充分利用硝化细菌在好氧阶段和反硝化细菌在厌氧阶段的生物作用，对好氧、厌氧反应器进行组合优化，形成不同的处理工艺。现阶段已经开发并投入运行了许多生物法工艺用于去除污水中的氮，例如预脱氮(缺氧/好氧)、氧化沟(OD)、厌氧/缺氧/好氧(A²/O)和开普敦大学(UCT)工艺等。其中，缺氧/好氧(A/O)生物脱氮工艺流程如图1所示，该工艺将缺氧反硝化作用提前，后续发生好氧硝化作用，如图所示A段为缺氧区域，O段为好氧区域。

进水C/N比是影响生物法AO工艺脱氮过程的关键参数之一，因为C/N比会直接影响功能性微生物种类，包括自养微生物，如AOB和NOB，以及异养反硝化细菌物种。当污水处理厂进水中C/N低时，在缺氧反应器A中，部分有机物酸化水解，同时利用内循环回流液中的硝态氮进行反硝化脱氮，系统硝化作用主要在好养反应器O中进行。由于系统反硝化需要消耗有机物，因此，当C/N比低时，系统的碳源不足，导致系统的脱氮效果较差。Choi发现高效脱氮的必要条件是C/N比超过7，当C/N比为4.5脱氮能力受限。目前，大多采用外加碳源以提高污水中碳氮比，以期达到良好的脱氮效果，消耗了大量的碳源，提高了运行处理费用。因此，需要发展能够适应低C/N比进水条件且在进水水质波动的情况下运行的污水新技术和新工艺，用于家庭和工业污水的处理，实现高效脱氮。

在这些技术中，移动床生物膜反应器(MBBR)引起了科学和技术界的关注。MBBR具有附着和悬浮活性污泥污水处理系统的优点，操作与活性污泥法相似，生物膜生长附着在以恒定运动悬浮的小载体元件上，分布在整个反应器中，生物膜比表面积高。由于生物膜上可以保留生长缓慢的微生物，硝化细菌和反硝化细菌可同时在生物膜中大量生长，显著增强生物法污水处理系统脱氮效果。脱氮过程主要发生在MBBR系统的好氧部分，因此，人们普遍认为，提高MBBR系统脱氮效率的主要原因是好氧池中同步硝化和反硝化(SND)现象的发生。

同步硝化和反硝化(SND)是指在同一反应器中同时发生硝化反应和反硝化反应。SND有两种机制：物理和生物。传统的物理机制中SND现象是由于活性污泥絮凝物或生物膜内DO扩散限制导致溶解氧出现浓度梯度的结果。硝化细菌在好氧区域(DO高于1-2mg/L)附着，反硝化菌在缺氧区域(DO小于0.5mg/L)存活。微电极测量已经证实了活性污泥絮凝物和生物膜中氧浓度梯度的存在。SND具有优于传统工艺的显著优势，由于反硝化作用与硝化作用在曝气池中同时进行，SND工艺可以节省缺氧池的成本，并简化整个工艺设计。处理低C/N比(C/N<5)的污水时，SND会起到更显著的脱氮作用，因此可以节省额外补充碳源的成本。

专利申请号CN201210067682.9，CN201220140063.3，CN201721411813.5，CN201911134809.2采用在生物曝气池(好氧O池)中添加生物填料的方法创造了好氧池内溶解氧浓度梯度，可在好氧填料池内实现同步硝化反硝化，具有污泥龄长、不需要污泥沉淀池、不易发生污泥膨胀、实现系统内的SND脱氮氨氮处理效率高等优点。但上述专利在生物处理系统中添加了生物填料导致生物处理系统的造价升高，并且填料在使用一定的时限后需要再行更换，无疑增加了污水处理厂的运行费用。

专利申请号为CN200610010262.1通过筛选出对环境有较强适应能力的异养硝化细菌和好氧反硝化细菌，采用异养硝化细菌和好氧反硝化细菌构建同步硝化反硝化污泥体系处理含氮废水，但需要经常在处理系统中补充培养的菌种，污水处理厂的运行依靠第三方菌种的供应带来了运行方面的风险。

国内多位学者和工程技术人员通过对现有工艺的优化来进一步提升碳源的利用率，主要措施包括合理控制池内不同区域的溶解氧，通过调整不同位置的溶解氧水平，避免进水中的碳源被过快消耗，从而为后续生物脱氮保留足够的碳源。专利申请号为CN200610114524.9通过DO在线监测仪监测在氧化沟曝气池内形成的宏观好氧—缺氧环境，通过ORP在线监测仪监测在氧化沟曝气池内形成的微观好氧—缺氧环境，利用计算机控制变频鼓风机控制曝气量，保证宏观和微观状态的硝化反应和反硝化反应同时进行，该方法主要利用了同步硝化反硝化的微环境机理，对于稳定进水条件下的水厂优化运行具有较强的可操作性，但该专利没有涉及污泥浓度的问题，并且在系统不同C/N比进水条件下，需要及时对曝气池中的DO做及时调整，给操作带来了不便。

综上述，针对污水中碳氮(C/N)比下降的情况，亟需研究通过优化原有工艺的运行参数来实现系统的高效脱氮的方法。

发明内容

本发明的目的在于提供一种提高低C/N比进水条件下A/O污水处理系统脱氮效率的方法。

本发明提供的提高低C/N比进水条件下A/O污水处理系统脱氮效率的方法，具体方案为：

当进水中碳氮比较低(通常为小于4.5)时，对现有的运行的图1所示的A/O系统进行如下调整，得到新A/O工艺如图2所示：

(1)如图2所示，将部分进水超越缺氧反应器，直接添加到好氧反应器中(如图2中的进水a路线)；通过进水a路线进入好氧反应器的有机物量不高于70mg/L.d，

其计算方法为：(Q_a×C₀/V)≤70mg/L.d，

式中：Q_a为进水流量,m³/d，C₀为进水COD浓度,mg/L，V为好氧池体积(m³)；

(2)加大二沉池污泥回流量，即将部分污泥直接回流至好氧反应器中(即图2中的污泥回流路线b)，提高好氧反应池中污泥浓度，并保持好氧池中的污泥浓度达到7000～12000mg/L；二沉池回流污泥量进入厌氧池和好氧池的比例为0.5～2.5。

实际应用表明，与传统工艺相比，本发明方法可提高A/O系统总氮的去除率，出水水质主要指标可达到地表水环境质量标准IV类水标准，同时污泥最高可减量达30％。

本发明提供的提高低C/N比进水条件下A/O污水处理系统脱氮效率的方法，其原理如下：

1.通过试验验证，在好氧反应器中添加原水，即将部分原水超越缺氧反应器，直接进入好氧反应器，可有效提高系统内的TN去除效果。

本发明建立了一个A/O反应器系统，其工艺路线见图1所示，利用该反应器考察系统在不同进水C/N比(具体如C/N＝2.7、3.3、4.6和5.1)条件下脱氮的效果。其进水水质见表1所示：

表1运行工艺条件

经过104天的运行，得到A/O工艺去除污染物的效率如表2所示。

表2不同C/N比条件下A/O系统运行情况表

表2说明了四个不同C/N比条件下，A/O系统内进出水中COD、NH4₊-N和TN的去除效率。如表2所示，在四种进水C/N条件下，装置COD出水浓度基本稳定，COD浓度均低于15mg/L,COD的去除率均达到了93％以上。但进水中的C/N比对缺氧反应器中COD的去除率影响最大。当C/N为2.7和3.3时，缺氧段的COD去除效率分别为65.9％和68.7％，高于C/N＝4.6和C/N＝5.1两个条件下的去除率(分别为48.8％和48.8％)。分析认为，当碳氮比高时，厌氧反应器中化学需氧量的浓度超过了反硝化所需要的碳源总量，导致缺氧区的化学需氧量去除效率将相对较低。表2也表明A/O工艺可对COD的去除率保持稳定的高效去除。

表2中，系统TN去除效率与进料污水中的C/N比密切相关。当进料污水的C/N比为2.7、3.3、4.6和5.1时，总氮去除效率分别为31.3％，39.3％，54.9％和56.8％。可见在试验范围内A/O系统中TN的去除率随着进水C/N比的提高而提高，但厌氧反应器中TN去除率占系统TN去除率的百分比变化不大，分别为28.2％，28.6％，28.9％以及20.6％，随着进水中C/N比从2.7、3.3、4.6上升为5.1时，好氧反应区域TN的去除率逐渐上升，分别为3.1％，10.7％，26％和36.1％。由此可见，进水C/N比的上升，提高了A/O系统内好氧区域内TN的去除率，从而提高了整个A/O系统的TN去除率。

为此，对上述A/O系统中的微生物采样利用Illumina高通量测序(HTS)技术考察了四种C/N比实验工况条件下的接种污泥、缺氧反应器、好氧反应器内微生物群落结构和生物多样性。结果显示，缺氧反应器中污泥的Chao指数和ACE值均高于好氧生物反应器，表明缺氧区域的微生物群落多样性也高于好氧区域的微生物群落多样性。这与Lozupone等人的研究结果一致。

研究发现，随着C/N比从2.7、3.3、4.6上升为5.1时，好氧反应器中硝化螺旋菌门丰度从接种污泥中的8.77％上升至29.33％，伯克霍尔德氏菌和鞘氨醇菌丰度分别从2.15％和2.92％上升为21.38％和11.67％，这二者都是异养反硝化菌，这表明在好氧区域发生了同步硝化反硝化现象。由此可以解释在好氧反应器中保持一定的碳源会促进异养反硝化菌利用硝化细菌生成的硝态氮进行反硝化脱氮，从而降低好氧反应器中硝态氮浓度，促进了硝化细菌的硝化作用，这一现象也可以解释研究中观察到好氧反应器中硝化细菌的丰度随着进水C/N比增加而增加，而TN在好氧区域的去处效率得到提升的现象。研究表明，高C/N比条件下在好氧区域内发生的同步硝化反硝化现象是大大提高好氧区TN的去除率的主要机制。因此，可通过工艺调整，在C/N比较低的进水条件下，节省厌氧区域的碳源消耗，而直接将部分进水进入好氧区域，促进好氧区域内的同步硝化反硝化现象，从而提高系统内的TN去除率。

2.本发明通过试验分析提高好氧系统内微生物的浓度可提高系统内TN的去除效率。

尽管理论分析在好氧区域内添加进水可以促进A/O系统内TN的去除效率，但在实际应用表明，如果A/O系统内的活性污泥量较低，难以通过同步硝化反硝化现象提升系统的总氮去除的效率。目前尽管同步硝化反硝化脱氮的机理尚未统一，但主要有两种机理解释：絮体结构为基础的微环境理论和微生物学解释[Robertson L.A,1988]。微环境理论认为系统内的硝化和反硝化同时发生的原因在于系统内溶解氧分布的不均匀性，文献认为发生SND脱氮的最佳DO值约在0.6mg/L左右，见表3所示。

表3各工艺内的SND脱氮现象

但在表3所示的溶解氧条件下(0.6mg/L左右)，系统内的硝化速率和反硝化速率均较低，只是在溶解氧处于0.6mg/L左右时，系统内的硝化速率和反硝化速率可能处于一种平衡状态，从而达到脱氮的最大速率。

研究者认为在此溶解氧条件下，系统内的硝化和反硝化反应速率均较低，无法在工业化中完成高效的TN去除效果，通过下述DO对系统内硝化/反硝化反应速率的影响试验来说明这个问题。

采用间歇式反应器实验是采用间歇投料方式进行，活性污泥取自上海市某污水处理厂二沉池的回流污泥经过驯化而得。试验采用2.5升开口玻璃瓶做分批试验，试验污水采用人工配水运行，运行方式为间歇式，内置磁力搅拌子，长5cm，搅拌转速(可调)为300rpm。污泥驯化初期初始SS浓度为11.08g/L，曝气反应＝20h，沉淀＝1h，排水＝0.2h，闲置＝2.8h，驯化期间采用DO低于1.0mg/L，一般采用0.5～1.0mg/L。污泥停留时间为13～15天。驯化38天后，CODCr去除率达90％以上，NH4+去除率达90％以上时驯化结束，投入正常运行。

污泥驯化完成后后，取出部分污泥均分为若干等份，开展DO对系统内硝化/反硝化速率的影响研究,试验结果如图3所示。

由于溶解氧浓度的高低直接影响到硝化菌的增长速率，提高溶解氧浓度则可以使硝化速率有明显提高[Mogen Hens等,1999]，可以用MONOD动力学方程式反应硝化细菌的生长过程。系统中的硝化速率与系统中的比硝化速率不同，前者受到系统中硝化细菌数量的影响，与系统中的比硝化速率成正比，由于系统中的硝化细菌的总量没有测算(计算中假设系统内硝化细菌的数量是固定的，取MLSS计算)，因而系统总的硝化速率可通过式(1)表示：

r_SNmax为系统中最佳溶解氧情况下硝化菌最大硝化速率([质量][容积]^–1[时间]^-1)；

K_So为系统中氧影响饱和(或半速率)常数。[DO]为溶解氧的浓度([质量][容积]^–1)。

同样，在去除污泥浓度的影响后可得系统硝酸氮比还原速率的公式如下：

式中：r_SD(max)为DO为0mg/L时系统硝酸氮还原速率([时间]^-1)，K_SoD为反硝化过程氧影响饱和(或半速率)常数。

理论上，系统中发生SND的最佳DO区域在系统总硝化过程速率与总反硝化过程速率相等处，也就是说系统内硝化产生的硝酸盐或亚硝酸盐全部被即时反硝化，即在如下情况下发生：

从而得到：

因此，系统内发生SND的最佳[DO]_optimal值如下：

将上述求得的系统中最佳溶解氧情况下硝化菌最大硝化速率r_SNmax、系统中氧影响饱和(或半速率)常数K_So、DO为0mg/L时系统硝酸氮还原速率r_SD(max)、反硝化过程氧影响饱和(或半速率)常数K_SoD代入式(5)，可得本试验发生SND的最佳DO值为0.58mgO2/L,与文献中报道的发生同步硝化反硝化的最佳DO范围在0.5～0.6mg/L结果相符合。

但研究者观察到，在0.6mg/L左右溶解氧条件下，系统内的硝化速率和反硝化速率均较低而没有达到最大值，只是在溶解氧处于0.6mg/L左右时，系统内的硝化速率和反硝化速率可能处于一种平衡状态，从而达到脱氮的最大速率。

常规的A/O工艺中活性污泥的浓度比较低，一般为3000～5000mg/L,在污水中好氧池内曝气量充足时，系统内DO的传质效果较好，溶解氧浓度较高远大于0.6mg/L的浓度，因此好氧系统内发生同步硝化反硝化脱氮的效果较差，主要靠回流至厌氧反应区实现反硝化来实现系统脱氮。若在现有工艺内创造不同梯度的溶解氧环境，需要调整溶解氧浓度为1.0mg/L左右，但此时系统内的硝化反应速率和反硝化反应速率均较低，其脱氮效果反而下降没有A/O系统高，并且因曝气量不足还存在污泥与污水混合不均匀的问题。因此，若采用好氧反硝化菌脱氮的机理来提高好氧区域内的同步硝化反硝化高效脱氮，在硝化和反硝化比降解速率不变的条件下，只有提升系统内的好氧硝化和反硝化菌的污泥量，才能提升系统内的同步硝化反硝化速率，从而实现高效脱氮。

提高系统内活性污泥的浓度的方法有二：一种为在活性污泥系统中添加填料，这也是目前一些专利的常规做法。第二种即通过加大二沉池污泥回流量，提高好氧系统内微生物的浓度来提高好氧系统内的同步硝化反硝化的速率，该方法在实际应用过程中存在下列问题而没有得到应用：

首先，好氧池内污泥量的提高导致好氧池的DO下降，从而影响好氧池内污泥的活性。其次，如果加大曝气量，导致污泥曝气过度使得污泥膨胀，其SVI值偏高，在二次沉淀池中难以沉降，导致二沉池出水恶化。

为了解决上述难题，本发明做了高浓度污泥条件下好氧池长时间运行的工况试验，研究表明。

(1)好氧池内的COD含量是影响好氧池内污泥活性的重要因素，现有A/O工艺中，厌氧反应区的反硝化消耗了大量的碳源，导致在好氧区内COD含量偏低，长期提高污泥浓度运行会大幅降低污泥的活性，通过适当增加好氧池中的COD浓度可保持污泥活性，因此采用好氧池中直接进原水，有限度地提高好氧池中COD的含量来解决。经过长期运行调试发现，从原水直接进好氧池的COD平均浓度，以不超过70mg/L.d为宜，通过进水a路线进入好氧反应器的有机物量不高于70mg/L.d，其计算方法为：

(Q_a×C₀/V)≤70mg/L.d，

式中：Q_a--进水流量,m3/d

C₀--进水COD浓度,mg/L

V--好氧池体积,m³

如超过该浓度，会可能影响出水中COD的浓度。这与本发明开展的A/O工艺运行调整试验中在好氧池中添加COD利于提高脱氮效率的结论是一致的。

(2)根据本发明的实验室和工程试验结果，优化好氧池内活性污泥的浓度为7000～12000mg/L，过高的活性污泥量会导致污泥的活性或沉降性能变差。为保持好氧池内污泥的活性，二沉池回流污泥量进厌氧池和好氧池的比例为0.5～2.5。

(3)试验研究还发现，加大二沉池污泥回流量提高系统内活性污泥浓度后，好氧系统中F/M系数较低，好氧系统内污泥的产量也降低，改进后的A/O工艺污泥的排泥量可削减近30％，降低了后续污泥的处理处置费用。

综上所述，本发明的有益效果是，在不增加现有污水处理工艺流程的基础上，通过将部分原水超越缺氧反应器，直接进入好氧反应器，进入好氧反应器的有机物的量经平均后浓度不高于70mg/L；加大二沉池污泥回流量，部分污泥直接回流至好氧反应器中，保持好氧池中的污泥浓度达到7000～12000mg/L。调整后的A/O工艺可提高出水水质，特别是降低出水中TN的浓度，降低污泥产量，适合作为现有的污水处理工艺的升级改造的方法。

需要说明的是，本发明方法不仅适用于低碳氮比进水条件下A/O工艺的升级改造，对于常规进水条件和其他的具有曝气池和二沉池的污水处理工艺如A2O工艺等均有水质提升的作用，其原理不变，改进方法可根据现场需要做适当的调整。

本发明实施和运行简单，改造处理费用低，可用作现有污水处理系统的升级改造工艺。

附图说明

图1 A/O工艺流程图示。

图2 改进后的A/O运行工艺图示。

图3 DO对系统内硝化/反硝化速率的影响。

具体实施方式

实施例1，一污水处理装置，采用A/O工艺，每日处理量2吨/日，A/O的水力停留时间分别为4h和12h，周平均进水COD为150mg/L,氨氮为28.0mg/L,总氮TN为35.0mg/L。周平均出水COD为15mg/L,氨氮为2.2mg/L,总氮TN为12.80mg/L。将进水中20L/h的污水直接进入好氧曝气池中，加大二沉池污泥回流量，二沉池回流污泥量进厌氧池和好氧池的比例为1.0。将曝气池中污泥浓度从3700mg/L调整为11200mg/L,不改变曝气池中曝气量，溶解氧控制在2.5～4.60mg/L。系统稳定运行后，周平均出水COD为12mg/L,氨氮为0.22mg/L,总氮TN为7.6mg/L,总磷0.20mg/L,较大幅度地提高了出水水质，出水水质主要指标达到地表水环境质量标准IV类水，实际运行表明A/O系统污泥减量25％左右。

实施例2，一污水处理厂，采用A/O工艺，日处理量6万吨/日，A/O的水力停留时间分别为4h和9h，周平均进水COD为205.1mg/L,氨氮为24.88mg/L,总氮TN为32.50mg/L,总磷3.45mg/L。周平均出水COD为35mg/L,氨氮为0.69mg/L,总氮TN为14.50mg/L,总磷0.49mg/L。对上述工艺进行调整，将进水中700吨/小时污水直接进入好氧曝气池中(1800吨/小时仍从前端经厌氧反应器进水)，加大二沉池污泥回流量，二沉池回流污泥量进厌氧池和好氧池的比例为0.8，将曝气池中污泥浓度从3700mg/L调整为8800mg/L,不改变曝气池中曝气量，因系统内MLSS浓度上升，曝气池中溶解氧由4.5～6.0mg/L降低至2.6～4.6mg/L。系统稳定运行后，周平均出水COD为22mg/L,氨氮为0.25mg/L,总氮TN为5.92mg/L,总磷0.24mg/L,出水水质主要指标达到地表水环境质量标准IV类水，且实际表明系统污泥减量了20％。

Claims (1)

1.一种提高低C/N比进水条件下A/O污水处理系统脱氮效率的方法，其特征在于，具体方案为：

当进水中碳氮比较低时，对现有的运行的A/O系统进行如下调整：

（1）将部分进水超越缺氧反应器，直接添加到好氧反应器中；控制进入好氧反应器的有机物量不高于70mg/L.d；即：(Q_a×C₀/V)≤70mg/L.d，式中：Q_a为进水流量，m³/d，C₀为进水COD浓度,mg/L，V为好氧池体积（m³）；

（2）加大二沉池污泥回流量，即将部分污泥直接回流至好氧反应器中，提高好氧反应池中污泥浓度，并保持好氧池中的污泥浓度达到7000~12000mg/L；二沉池回流污泥量进入厌氧池和好氧池的比例为0.5~2.5。

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