CN111807610B

CN111807610B - 一种深度去除污水总氮的方法和系统

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Publication number: CN111807610B
Application number: CN202010568107.1A
Authority: CN
Inventors: 方芳; 潘潇涵; 马晓力; 曹新鹏
Original assignee: Lvyuan Beijing Environmental Equipment Co ltd
Current assignee: Lvyuan Beijing Environmental Equipment Co ltd
Priority date: 2020-06-19
Filing date: 2020-06-19
Publication date: 2021-03-30
Anticipated expiration: 2040-06-19
Also published as: CN111807610A

Abstract

本发明公开了一种深度去除污水总氮的方法和系统，涉及污水处理技术领域。方法：向含有NO₃ ^‑和NH₄ ⁺的污水中投加碳源，使污水中COD与硝态氮的浓度比为2.7～3.5：1，携带碳源的污水进入形成有悬浮污泥层的反应器并穿过悬浮污泥层，进入含有厌氧菌的厌氧环境中，此时使污水内的COD与硝态氮的浓度比为1～1.5:2，最后排水；该方法深度脱碳效果较好且实现深度脱氮的工艺简单、易于控制、易于改造。系统包括悬浮污泥层的反应器和厌氧反应单元，反应器与厌氧反应单元相连通，反应器上有用于供污水进入的污水进水端，厌氧反应单元上有清水出水端；该系统的结构简单、易于实施、适用于对现有污水处理厂的升级改造。

Description

一种深度去除污水总氮的方法和系统

技术领域

本发明涉及污水处理技术领域，更具体地说，它涉及一种深度去除污水总氮的方法和系统。

背景技术

为使污水达到排入某一水体或再次使用的水质要求而对其进行净化处理的过程称之为污水处理。当前，城市污水经处理后，出水污染物含量往往难以满足一级A排放标准，尤其氮、磷指标，城市污水经二级处理后其中氨氮含量为0.5-7.5mg/L、硝态氮1.5-20mg/L、亚硝态氮0.005-0.02mg/L，尽管各污染物含量随地域、污水类型和处理方式而异，但难免超过排放标准。若将超过标准的污水直接排放，那么自然水体无法消纳其中过剩的氮元素，污水中长期积累的污染负荷和生态毒性会导致严重的水环境污染。

为遏制水质进一步恶化，需要对传统处理污水进行进一步深度脱氮。到目前为止，开发的污水深度脱氮技术种类较为丰富，根据基本原理的不同，主要可分为物理化学法和生物法两种。物理化学法只能去除氨氮，基本原理是利用氮的几种存在形态的特点，尤其是利用气态氮的特点，将废水中的氮转化生成气态氮或交换固定氮，以达到从废水中脱氮的目的，工艺主要有折点加氯法、离子交换法、膜分离法等；生物法脱氮的主要原理是经过硝化反硝化处理，将水中的氮还原成气态氮化物(主要是N₂)排出体系外，生物法主要有反硝化生物滤池(DNBF)、移动床生物膜反应器(MBBR)和人工湿地法等。采用物理化学法对污水进行深度脱氮时，成本相对于生物法普遍较高，且物理化学法脱氮时对废水预处理要求较高，部分技术存在二次污染的风险或后续处理过程复杂，因此在实际工程中没有生物法运用的广泛。

传统的全程反硝化(硝化-反硝化)工艺是当前城市污水处理厂的主流生物脱氮工艺，是反硝化细菌利用外源电子供体将NO₃ ^-还原，最终生成N₂的过程。但因该工艺在运行过程中存在“运行成本高，效能低，产生温室气体N₂O”等问题。厌氧氨氧化(Anammox)技术的问世促进了生物脱氮技术的发展，厌氧氨氧化菌可在厌氧或缺氧条件下，以NO₂ ^-为电子受体，NH₃/NH₄ ⁺为电子供体，生成N₂以去除氮。相比传统硝化-反硝化工艺，厌氧氨氧化工艺具有减少曝气量，无需投加碳源，不排放N₂O等显著优势，但因该工艺需要NO₂ ^-并产生NO₃ ^-，极大限制了它的独立应用和脱氮效能。

耦合厌氧氨氧化与短程反硝化的新型生物深度脱氮工艺，先由短程反硝化工艺将NO₃ ^-还原为NO₂ ^-，再经过厌氧氨氧化工艺将NO₂ ^-和NH₄ ⁺转化为N₂，可实现废水中氨氮和硝态氮的共同去除，能降低出水总氮。但是该过程需要严格的控制条件(主要有水力停留时间(HRT)、碳源类型、碳氮比、溶解氧、温度及pH值等)，控制条件很容易被破坏，且难以解决厌氧氨氧化工艺不完全脱氮的问题。

现有技术中，申请公布号为CN110054291A的专利公开了一种低C/N比城市污水短程硝化/厌氧氨氧化后接短程反硝化/厌氧氨氧化工艺的装置和方法，装置包括生活污水水箱、除有机物SBR反应器、中间水箱、短程硝化/厌氧氨氧化颗粒污泥UASB反应器和短程反硝化/厌氧氨氧化UASB反应器。污水进入SBR反应器后，采取厌/好氧交替运行的方式，并通过排泥实现磷的去除；出水进入短程硝化/厌氧氨氧化颗粒污泥UASB反应器，通过短程硝化、厌氧氨氧化，去除污水中的部分总氮，其出水含有硝态氮；进入短程反硝化/厌氧氨氧化UASB反应器处理，进一步降低出水总氮。通过该工艺处理生活污水，在不额外投加碳源的条件下，通过厌氧氨氧化的途径实现生活污水深度脱氮。

上述中的现有技术方案存在以下缺陷：该工艺要达到深脱氮，首先污水需要进如除有机物SBR反应器内，采取厌/好氧交替运行的工艺进行处理；然后除有机物SBR反应器的出水进入短程硝化/厌氧氨氧化颗粒污泥UASB反应器内，采用短程硝化和厌氧氨氧化的工艺进行处理；最后短程硝化/厌氧氨氧化颗粒污泥UASB反应器的出水进入短程反硝化/厌氧氨氧化UASB反应器内，采用短程反硝化和厌氧氨氧化的工艺进行处理。现有技术中，要实现深度脱氮的方式比较繁琐且工艺流程比较长，不太好控制，在现有污水处理厂的在有限空间内，不易改造。

发明内容

针对现有技术存在的不足，本发明的目的一在于提供一种深度去除污水总氮的方法，其深度脱碳效果较好且实现深度脱氮的工艺简单、易于控制、易于改造。

本发明的第二个目的在于提供一种深度去除污水总氮的系统，其结构简单、易于实施、特别适用于对现有污水处理厂的升级改造。

为实现上述第一个目的，本发明提供了如下技术方案：

一种深度去除污水总氮的方法，包括如下步骤：

向含有NO₃ ^-和NH₄ ⁺的污水中投加碳源，使污水中COD与硝态氮的浓度比为2.7～3.5：1，携带碳源的污水进入形成有悬浮污泥层的反应器并穿过悬浮污泥层，脱除部分总氮，然后污水进入含有厌氧菌的厌氧环境中，使进入厌氧环境中污水内的COD与硝态氮的浓度比为1～1.5:2，继续脱氮、排出清水。

进水污水中的氮元素主要以NO₃ ^-和NH₄ ⁺的形式存在，通过投加碳源，使污水中COD与硝态氮的浓度比为2.7～3.5：1，调节污水可生化性及C/N比，营造有利于反硝化脱氮和短程反硝化稳定积累NO₂ ^-的环境。悬浮污泥层是天然的缺氧反应环境，在悬浮污泥层中，反硝化菌利用污水中部分NO₃ ^-及外加碳源进行反硝化脱氮(NO₃ ^-→N₂)，脱除部分总氮；与此同时，不完全反硝化细菌利用污水中的部分NO₃ ^-及外加碳源，进行短程反硝化反应(NO₃ ^-→NO₂ ^-)，从而稳定积累NO₂ ^-。经反硝化脱氮和短程反硝化反应后的污水(即穿过悬浮污泥层)中主要含NO₂ ^-、NH₄ ⁺以及极少量NO₃ ^-，使该污水内的COD与硝态氮的浓度比为1～1.5:2，该污水进入厌氧环境中后，在厌氧氨氧菌的作用下，NO₂ ^-和NH₄ ⁺直接发生厌氧氨氧化反应，生成N₂，脱除部分总氮；与此同时，在残留碳源的参与下，NO₃ ^-与NH₄ ⁺发生原位短程反硝化-厌氧氨氧化反应，其中不完全反硝化菌利用有机物作为电子受体，将NO₃ ^-还原为NO₂ ^-，为厌氧氨氧化反应NO₂ ^-，从而提高脱氨效率。

本发明中，通过投加碳源，含有NO₃ ^-和NH₄ ⁺的污水在厌氧菌的作用下，在悬浮污泥层内同时发生反硝化和短程反硝化，反硝化脱除部分总氮，短程反硝化可稳定积累NO₂ ^-；污水进入厌氧环境中后，在厌氧菌的作用下，同时发生厌氧氨氧化和原位短程反硝化-厌氧氨氧反应，进一步脱氮，从而使得排放的污水中，总氮达到≤15mg/L的一级A标准，或达到北京市总氮≤10mg/L标准，除氮效果较好。且本发明实现深度脱氮的工艺比较简单，易于控制、易于改造，特别适用于对现有污水处理厂的升级改造。

本发明中，含NO₃ ^-和NH₄ ⁺的污水为二沉池的出水，二沉池的出水中，总氮主要以NO₃ ^-与NH₄ ⁺的形式存在，所以，通常用二沉池的出水作用本发明的原始进水。本发明中，投加的碳源为污水处理技术中的常用碳源即可，例如甲醇或乙酸钠等。

进入悬浮污泥层的污水中，COD与硝态氮的浓度比为2.7～3.5：1。按特定比例补充碳源，能很好的调节污水可生化性及C/N比，从而使得携带碳源的污水穿过悬浮污泥层时能较好的进行反硝化脱氮和短程反硝化，有利于提高脱除部分总氮的效率。进入厌氧环境中的污水中，COD与硝态氮的浓度比为1～1.5:2。这些物质为微生物(厌氧氨氧化菌和反硝化菌等)存活提供了基础保障，有利于进一步脱氮，提高脱氮效率。

进一步地，所述携带碳源的污水在悬浮污泥层中的停留时间为1～1.5h；

本发明中，携带碳源的污水在悬浮污泥层中停留1～1.5h，有利于污水中部分NO₃ ^-进行充分的反硝化脱氮；有利于部分NO₃ ^-进行短程反硝化而稳定积累NO₂ ^-，从而在一定程度上加快脱氮效率。

进一步地，污水在厌氧环境中的停留时间为0.8～1.5h。

污水在厌氧环境中的停留时间为0.8～1.5h，有利于含NO₂ ^-和NH₄ ⁺的污水在厌氧环境中发生厌氧氨氧化，进一步脱除部分总氮；也有利于发生原位短程反硝化-厌氧氨氧化反应，将NO₃ ^-转换为NO₂ ^-的后直接发生厌氧氨氧化，进一步加快除氮效率。

本发明中，总氮除氮时间为1.8-3h，且排放的污水中，总氮能达到北京市总氮≤10mg/L标准，在较短的时间内能较好的降低污水总的总氮含量，脱氮效率高。

进一步地，所述悬浮污泥层中的DO<0.5mg/L，ORP为0～100mv。

通过采用上述技术方案，有利于形成反硝化菌和不完全反硝化菌生存的厌氧环境，从而有利于污水中部分NO₃ ^-进行反硝化脱氮，有利于部分NO₃ ^-进行短程反硝化而积累NO₂ ^-，从而可提高脱氮效率；有利于残留的难降解有机物(COD)与外加碳源协同作用，水解转化为较为容易降解COD，为短程反硝化提供一部分碳源，同时提高了出水水质。DO:溶氧量,水中氧气的溶量；ORP：氧化还原电位值，氧化还原电位值越高，氧化性越强，电位越低，氧化性越弱。

进一步地，在投加碳源之前，向污水内投加混凝剂和/或絮凝剂。

本发明中，投加碳源之前，先投加混凝剂和/或絮凝剂，此时，污水与混凝剂和/或絮凝剂进行吸附反应，捕捉活性污泥，可以形成悬浮污泥层，悬浮污泥层的形成比较简单，不需要特定的工艺或复杂的步骤，易于实施，成本就低。且投放絮凝剂和/或絮凝剂，还可以除去原始污水中的SS和TP等污染物。不同的污水处理工程，形成悬浮污泥层条件不同，有些工程只需要添加混凝剂就能形成悬浮污泥层，而有些工程则不行，当只添加混凝剂不能形成悬浮污泥层时，需要再添加混凝剂，形成悬浮污泥层。投加混凝剂和絮凝剂时，先投放混凝剂，反应5-10min，然后投加絮凝剂，反应5-10min。

本发明中，混凝剂和絮凝剂选择污水处理中常用的混凝剂和絮凝剂即可，例如，混凝剂可以是混凝剂PAC(聚合氯化铝)，絮凝剂可以是絮凝剂PAM(聚丙烯酰胺)；混凝剂和絮凝剂的添加量分别是10～15mg/L和0～3mg/L，即单位每L进水添加的混凝剂和絮凝剂别是10～15mg和0～3mg。

进一步地，所述厌氧环境中的DO<0.2mg/L和ORP为(-200)～(-300)mv。

本发明中，厌氧、低溶解氧(DO<0.2mg/L)和低ORP((-200)～(-300)mv)的微环境，有利于菌群间协作执行短程反硝化-厌氧氨氧化耦合工艺，在这样的环境中能充分发挥短程反硝化和厌氧氨氧化的技术优势，主要含NO₂ ^-和NH₄ ⁺的污水在该环境中发生厌氧氨氧化，脱除部分总氮，且发生原位短程反硝化-厌氧氨氧化反应，实现废水深度脱氮。

为实现上述第二个目的，本发明提供了如下技术方案：

一种实现上述方法的深度去除污水总氮的系统，包括含有悬浮污泥层的反应器和厌氧反应单元，所述反应器与厌氧反应单元相连通，所述反应器上设置有用于供污水进入的污水进水端，所述厌氧反应单元上设置有清水出水端。

通过采用上述技术方案，含有NO₃ ^-和NH₄ ⁺的污水进入反应器，此时，向污水中投加碳源，携带碳源的污水穿过悬浮污泥层，进行反硝化脱氮、短程反硝化积累NO₂ ^-，然后污水进入厌氧反应单元，此时，污水在含有厌氧菌的厌氧环境中发生厌氧氨氧化反应和短程反硝化-厌氧氨氧化反应，从而可降低出水总氮。深度去除污水的总氮系统比较简单，易于实施，成本较低，特别适用于对现有污水处理厂的升级改造。

进一步地，所述反应器包括高密度沉淀池，所述高密度沉淀池包括依次连通的混凝区、絮凝区和沉淀区，污水进水端与混凝区连通，沉淀区底部设置有将部分污泥回流至絮凝区的污泥回流管和将污泥外排的排泥管。

通过采用上述技术方案，高密池也是反硝化脱氮的极佳构筑物，沉淀区形成的悬浮污泥层是天然厌氧环境，在适宜C/N下，利用大量反硝化菌，能很好的实现废污水反硝化脱氮及短程反硝化，稳定的积累NO₂ ^-。高密度沉淀池具有水解酸化环境，有利于残留难降解有机物(COD)与外加碳源协同作用，水解转化为较为容易降解的COD，可为短程反硝化提供碳源，同时提高了出水水质。

进一步地，投加碳源时将碳源投加在沉淀区。

通过采用上述技术方案，本发明中，投加碳源时，可以将碳源投加在混凝区、絮凝区或沉淀区，进一步优选，投加碳源时将碳源投加在沉淀区，有利于提高脱氮效果，节约脱氮时间，提高脱氮效率。

进一步地，所述厌氧反应单元包括生物活性砂滤池，所述生物活性砂滤池的进水端与沉淀区的出水端连通，所述清水出水端设置在生物活性砂滤池的顶部，所述生物活性砂滤池内接种有活性污泥。再进一步地，所述生物活性砂滤池的气提时间24～26min，水力停留时间0.8～1.5h，截留面积5.5～6.5m²。

通过采用上述技术方案，生物活性砂滤池内接种活性污泥，可构建生物膜系统，微生物(反硝化菌和厌氧氨氧化菌)在滤料表面附着，逐渐形成生物膜，消耗水中的溶解氧、碳源和氮源后，形成厌氧环境。反硝化菌和厌氧氨氧化菌均为厌氧菌，具有相同的温度(20～35℃)和pH区间(6.5～8)，能给共同存活于生物活性砂滤池内，构建短程反硝化-厌氧氨氧化体系。在生物活性砂滤池内，有利于部分反硝化菌将NO₃ ^-还原为NO₂ ^-，为厌氧氨氧化菌提供稳定的电子供体；有利于厌氧氨氧化反应生成N₂，实现脱总氮功能。本发明中，严格控制气提时间、水力停留时间和截流面积等工艺参数，有利于构建有益于厌氧氨氧化脱总氮环境，且在进水中投加混凝剂，活性砂滤池利用池体纵深截留悬浮固体，可实现去除SS功能。该系统兼具脱氮和悬浮物SS去除的双重功能，能实现废水深度处理。

综上所述，本发明具有以下有益效果：

第一、本发明中，通过补充碳源，能调节污水可生化性及C/N比，从而可实现反硝化去除部分总氮；且能实现部分短程反硝化，稳定的积累NO₂ ^-，为厌氧氨氧化反应提供电子受体，从而有足够的NO₂ ^-和NH₄ ⁺直接发生厌氧氨氧化反应，进一步脱除部分总氮，出水实质达到一级A总氮≤15mg/L标准，或达到北京市总氮≤10mg/L标准，除氮效果好；且反硝化、短程反硝化和厌氧氨氧化反等工艺可通过投加碳源控制，不需要借助特定的设备，操作简单，易于实施，降低了建设成本和运行成本；

第二、本发明通过高密度沉淀池-生物活性砂滤池体系深度脱氮，在高密度沉淀池进水中投加碳源进行反硝化、短程反硝化；在生物活性砂滤池实现厌氧氨氧化反应和短程反硝化耦合厌氧氨氧化工艺，实现总氮去除率80～90％，该体系结构简单、易于实施、特别适用于对现有污水处理厂的升级改造。

附图说明

图1是本发明深度去除污水总氮的系统的结构示图，其中，箭头的方向表示污水在系统中的流向。

图中，1、高密度沉淀池；11、混凝区；12、絮凝区；13、沉淀区；131、悬浮污泥层；2、生物活性砂滤池；3、污泥回流管；4、排泥管。

具体实施方式

一种深度去除污水总氮的系统，包括反应器和厌氧反应单元，反应器上安装有用于供污水进入的污水进水管，反应器的出水管与厌氧反应单元的进水管连通，厌氧反应单元上设置有清水出水管。

反应器包括高密度沉淀池1，厌氧反应单元包括生物活性砂滤池2；高密度沉淀池1包括混凝区11、絮凝区12和沉淀区13，沉淀区13内含有悬浮污泥层131；污水进水管安装在混凝区11上，混凝区11底部与絮凝区12连通，混凝区12底部与沉淀区13连通，沉淀区13的出水口与生物活性砂滤池2的进水口连通，清水出水管与生物活性砂滤池2的顶部连通，沉淀区3底部安装有用于将部分污泥回流至絮凝区的污泥回流管3和将污泥外排的排泥管4。

本系统中，为提高除氮效率，生物活性砂滤池2的气提时间为24～26min，截留面积5.5～6.5m²。为加快污水与混凝剂或絮凝剂的混合效率，在混凝区11和絮凝区12内设置搅拌装置。

一种应用上述系统的深度去除污水中总氮的方法：

含有NO₃ ^-和NH₄ ⁺的污水从污水进水管进来，此时，首先在混凝区11投放混凝剂，反应5-10min，然后在絮凝区12投加絮凝剂，反应5-10min，此时，污水与混凝剂和絮凝剂进行吸附反应，混凝剂和絮凝剂捕捉活性污泥，在沉淀区13形成悬浮污泥层131；形成悬浮污泥层131后，在沉淀区13投放碳源，此时，携带碳源的污水在悬浮污泥层131停留1-1.5h，此时，在沉淀区13内的污水中发生反硝化脱除部分总氮(NO₃ ^-→N₂)和短程反硝化积累NO₂ ^-(NO₃ ^-→NO₂ ^-)；当经过反硝化脱氮和短程反硝化的污水(主要含有NO₂ ^-、NH₄ ⁺以及极少量NO₃ ^-)流入生物活性砂滤池2内，并在生物活性砂滤池2内停留0.8-1.8h，此时，在含有厌氧菌的厌氧环境中，NO₂ ^-和NH₄ ⁺直接发生厌氧氨氧化反应(NO₂ ^-+NH₄ ⁺→N₂和H₂O)，进一步脱除部分总氮；在残留碳源的参与下，NO₃ ^-与NH₄ ⁺发生原位短程反硝化-厌氧氨氧化反应，进一步脱除部分总氮，从而降低出水总氮，提高出水水质。

实施例

实施例1

含有NO₃ ^-和NH₄ ⁺的污水从污水进水管进来，此时，在混凝区11内投放混凝剂，单位每L进水，投加15mg混凝剂，反应10min，此时，污水与混凝剂进行吸附反应，混凝剂捕捉活性污泥，在沉淀区13形成悬浮污泥层131(悬浮污泥层131中的DO<0.5mg/L，ORP为100mv)，在沉淀区13投加碳源，使进入沉淀区13内的污水中COD/硝态氮的浓度比为2.7:1，携带碳源的污水在在悬浮污泥层131内停留1h，然后穿过悬浮污泥层131进入生物活性砂滤池2内(生物活性砂滤池2中的DO<0.2mg/L，ORP为-300mv，气提时间24min，截留面积5.5m²)，使进入生物活性砂滤池2内的污水中COD/硝态氮的浓度比为1:2，污水在生物活性砂滤池2停留0.8h，最后从清水出水管出水。

表1实施例1中的水质检测表

水样	SS(mg/L)	COD(mg/L)	TN(mg/L)	TP(mg/L)
					污水进水管水质	40-50	60-75	20	1
沉淀区出水水质	/	/	15	/
					清水出水管水质	10	25	6	0.2

实施例2

含有NO₃ ^-和NH₄ ⁺的污水从污水进水管进来，此时，在混凝区11内投放混凝剂，单位每L进水，投加10mg混凝剂，反应5min，然后絮凝区12投加絮凝剂，单位每L进水，投加3mg絮凝剂反应10min，此时，污水与混凝剂和絮凝剂进行吸附反应，混凝剂和絮凝剂捕捉活性污泥，在沉淀区13形成悬浮污泥层131(悬浮污泥层131中的DO<0.5mg/L，ORP为0mv)，在沉淀区13投加碳源，使进入沉淀区13内的污水中COD/硝态氮的浓度比为3.5:1，携带碳源的污水在在悬浮污泥层131内停留1.5h，然后穿过悬浮污泥层131进入生物活性砂滤池2内(生物活性砂滤池2中的DO<0.2mg/L，ORP为-200mv，气提时间24min，截留面积5.5m²)，使进入生物活性砂滤池2内的污水中COD/硝态氮的浓度比为1.5:2，污水在生物活性砂滤池2停留1.5h，最后从清水出水管出水。

表2实施例2中的水质检测表

水样	SS(mg/L)	COD(mg/L)	TN(mg/L)	TP(mg/L)
					污水进水管水质	40-50	60-75	20	1
沉淀区出水水质	/	/	12	/
					清水出水管水质	8	22	5	0.2

实施例3

含有NO₃ ^-和NH₄ ⁺的污水从污水进水管进来，此时，在混凝区11内投放混凝剂，单位每L进水，投加12mg混凝剂，反应8min，然后絮凝区12投加絮凝剂，单位每L进水，投加2mg絮凝剂反应5min，此时，污水与混凝剂和絮凝剂进行吸附反应，混凝剂和絮凝剂捕捉活性污泥，在沉淀区13形成悬浮污泥层131(悬浮污泥层131中的DO<0.5mg/L，ORP为0mv)，在沉淀区13投加碳源，使进入沉淀区13内的污水中COD/硝态氮的浓度比为3:1，携带碳源的污水在在悬浮污泥层131内停留1h，然后穿过悬浮污泥层131进入生物活性砂滤池2内(生物活性砂滤池2中的DO<0.2mg/L，ORP为-200mv，气提时间24min，截留面积5.5m²)，使进入生物活性砂滤池2内的污水中COD/硝态氮的浓度比为1:2，污水在生物活性砂滤池2停留1h，最后从清水出水管出水。

表3实施例3中的水质检测表

水样	SS(mg/L)	COD(mg/L)	TN(mg/L)	TP(mg/L)
					污水进水管水质	40-50	60-75	20	1
沉淀区出水水质	/	/	12	/
					清水出水管水质	7.5	18	2	0.1

实施例4

含有NO₃ ^-和NH₄ ⁺的污水从污水进水管进来，此时，在混凝区11内投放混凝剂，单位每L进水，投加12mg混凝剂，反应8min，然后絮凝区12投加絮凝剂，单位每L进水，投加2mg絮凝剂反应5min，此时，污水与混凝剂和絮凝剂进行吸附反应，混凝剂和絮凝剂捕捉活性污泥，在沉淀区13形成悬浮污泥层131(悬浮污泥层131中的DO<0.5mg/L，ORP为0mv)，在絮凝区12投加碳源，使进入沉淀区13内的污水中COD/硝态氮的浓度比为3:1，携带碳源的污水在在悬浮污泥层131内停留1h，然后穿过悬浮污泥层131进入生物活性砂滤池2内(生物活性砂滤池2中的DO<0.2mg/L，ORP为-200mv，气提时间24min，截留面积5.5m²)，使进入生物活性砂滤池2内的污水中COD/硝态氮的浓度比为1:2，污水在生物活性砂滤池2停留1h，最后从清水出水管出水。

表4实施例3中的水质检测表

水样	SS(mg/L)	COD(mg/L)	TN(mg/L)	TP(mg/L)
					污水进水管水质	40-50	60-75	20	1
沉淀区出水水质	/	/	15	/
					清水出水管水质	10	25	8	0.2

对比例1

含有NO₃ ^-和NH₄ ⁺的污水从进入生物活性砂滤池2内(生物活性砂滤池2中的DO<0.2mg/L，ORP为-200mv，气提时间24min，截留面积5.5m²)，向生物活性砂滤池2投加碳源，使进入生物活性砂滤池2内的污水中COD/硝态氮的浓度比为1:2，污水在生物活性砂滤池2内停留3h，最后从清水出水管出水。

表5对比例1中的水质检测表

水样	SS(mg/L)	COD(mg/L)	TN(mg/L)	TP(mg/L)
					进水水质	40-50	60-75	20	1
出水水质	22	33	15	0.6

观察实施例中的表1-4中的数据可知：用本发明的系统和方法处理污水，处理时间为1.8-3h，处理后污水中总氮含量小于或等于8mg/L，处理效率高，污水中的总氮的脱除率为60％-80％；

观察对比例表5中的数据可知：对比例中的处理时间为3h，处理后污水中总氮含量为15mg/L，污水中的总氮的脱除率为50％；

观察现有技术中的数据(一种低C/N比城市污水短程硝化/厌氧氨氧化后接短程反硝化/厌氧氨氧化工艺的装置和方法)，其处理污水的时间为4-6h，处理后污水中总氮含量达到国家一级A标准，总氮含量小于15mg/L；

综上所述，用本发明的系统和方法处理污水，污水中总氮的脱氮率高，且脱氮的效率高。

对比表1-4和表5中的出水水质可知，采用本发明系统和方法处理污水，其去除SS、COD和TP的能力比对比例1直接在生物活性砂滤池2内添加碳源处理污水的效果好。

对比表3和表4中的数据可知，表3中的出水水质比表4中的出水水质更好一点，由此可知，将碳源添加在沉淀区，有利于提高出水水质。

本具体实施例仅仅是对本发明的解释，其并不是对本发明的限制，本领域技术人员在阅读完本说明书后可以根据需要对本实施例做出没有创造性贡献的修改，但只要在本发明的权利要求范围内都受到专利法的保护。

Claims

1.一种深度去除污水总氮的方法，其特征在于，包括如下步骤：

向含有NO₃ ^-和NH₄ ⁺的污水中投加碳源，使污水中COD与硝态氮的浓度比为2.7～3.5：1，携带碳源的污水进入形成有悬浮污泥层的反应器并穿过悬浮污泥层，脱除部分总氮，然后污水进入含有厌氧菌的厌氧环境中，使进入厌氧环境中污水内的COD与硝态氮的浓度比为1～1.5:2，继续脱氮、排出清水；

含有NO₃ ^-和NH₄ ⁺的污水为二沉池的出水；

所述反应器包括高密度沉淀池(1)，所述高密度沉淀池(1)包括依次连通的混凝区(11)、絮凝区(12)和沉淀区(13)，所述悬浮污泥层(131)位于沉淀区(13)内，投加碳源时将碳源投加在沉淀区(13)。

2.根据权利要求1所述的一种深度去除污水总氮的方法，其特征在于，所述携带碳源的污水在悬浮污泥层中的停留时间为1～1.5h。

3.根据权利要求1或2所述的一种深度去除污水总氮的方法，其特征在于，污水在厌氧环境中的停留时间为0.8～1.5 h。

4.根据权利要求1所述的一种深度去除污水总氮的方法，其特征在于，所述悬浮污泥层中的DO<0.5 mg/L，ORP为0～100 mv。

5.根据权利要求1所述的一种深度去除污水总氮的方法，其特征在于，在投加碳源之前，向污水内投加混凝剂和/或絮凝剂。

6.根据权利要求1所述的一种深度去除污水总氮的方法，其特征在于，所述厌氧环境中的DO<0.2 mg/L和ORP为（-200）～（-300）mv。

7.一种实现权利要求1～6任一项所述方法的深度去除污水总氮的系统，其特征在于，包括含有悬浮污泥层(131)的反应器和厌氧反应单元，所述反应器与厌氧反应单元相连通，所述反应器上设置有用于供污水进入的污水进水端，所述厌氧反应单元上设置有清水出水端；

所述反应器包括高密度沉淀池(1)，所述高密度沉淀池(1)包括依次连通的混凝区(11)、絮凝区(12)和沉淀区(13)，所述悬浮污泥层(131)位于沉淀区(13)内，污水进水端与混凝区(11)连通，沉淀区(13)底部设置有将部分污泥回流至絮凝区(12)的污泥回流管(3)和将污泥外排的排泥管(4)。

8.根据权利要求7所述的一种深度去除污水总氮系统，其特征在于，所述厌氧反应单元包括生物活性砂滤池(2)，所述生物活性砂滤池(2)的进水端与沉淀区(13)的出水端连通，所述清水出水端设置在生物活性砂滤池(2)的顶部，所述生物活性砂滤池(2)内接种有活性污泥。