氧化沟工艺处理低碳污水脱氮潜力的研究

李 震，蒋玲燕，吕 燕，胡启源，姚 峥

（上海城投污水处理有限公司白龙港污水处理厂，上海市 201201）

1 反硝化潜力

反硝化潜力是指衡量污水中可利用碳源的指标，通常表示为COD/N或者BOD/N的形式。理论上认为缺氧状态降解一定数量的NO3--N，需要的可利用碳源数量可以用式（1）表示如下[1]：

式（1）中：YH——异养菌的产率系数，mg VSS/mg COD。

根据活性污泥数学模型ASM1，YH推荐值取0.67，则由式（1）可得去除1 mg NO3--N理论上所需的可利用COD为8.67 mg[2]。实际研究获得的可以满足完全反硝化所需要的COD/N却因为COD是否单独作为反硝化碳源、进水中可生物降解COD的组份及比例关系、YH值、污水处理工艺的结构以及活性污泥的特性等因素的影响而表现出不同的值域。大量的研究表明满足完全反硝化所需要的COD/N的范围是4～15 g COD/g N，最低极限的COD/N范围 是3.5～4 g COD/g N[3-5]。

活性污泥数学模型ASM1和ASM2把进水COD分为不同的成分。以生活污水作为电子供体进行反硝化时，存在3条硝酸氮降解速率曲线。其中，溶解性易生物降解COD（Ss）的反硝化速率最高，其次是颗粒性慢速可生物降解COD（XS）的反硝化速率；降解速率最小的是内源物质的反硝化速率。一般来说，城镇污水中SS所占比例大约为总COD的10%～20%，因此其对反硝化脱氮的贡献较为有限。XS所占比例较大，决定着系统的反硝化潜力，但是只有那些分子量小且易于生物降解的物质才可以作为反硝化反应的电子供体，ASM1和ASM2模型中反硝化反应的建立基于SS，而只有通过水解和发酵反应，XS才能转化为SS作为反硝化碳源，因此基于XS的反硝化速率是由水解和发酵过程决定的。当利用COD不同成分的反硝化能力可以确定时，预测污水处理厂反硝化潜力，相比应用COD/N能获得更多的信息。

Kujawa和Klapwijk首次提出过通过批次试验——硝氮利用速率试验来测定污水的反硝化潜力（Nitrate utilization rate,NUR），即通过间隙地向污泥混合液中注入污水并定时测定硝态氮和亚硝氮的浓度来确定区分SS，XS和内源物质的反硝化潜力[6]。根据Kujawa和Klapwijk的研究，污水的反硝化潜力可以表示为可以被COD组份SS和XS去除的硝态氮的量，即mgNO3--N/L，其计算方程如式（2）和式（3）所示：

式（2）、（3）中：fww——污水体积/污泥体积的比值，0.6是亚硝氮与硝氮的转化系数。

污水的反硝化潜力仅仅和污水的特性有关，与试验所用污泥的性质无关。既使是MLSS浓度不一样，相同量的同一污水中的SS和XS去除的硝酸盐的量是相同的，只是反应的速率会有所变化。由于污泥具有内碳源，当污水中用于脱氮的SS和XS不足时，污泥的内碳源可以用于反硝化。内源反硝化潜力主要受系统总的反硝化反应区体积的影响，其计算方程如式（4）所示：

式（4）中：Vd——脱氮反硝化反应区的体积；

Qin——系统进水流量；

rd,end——内源反硝化速率。

反硝化潜力试验中，污水SS、XS和内源物质的反硝化速率，以及比反硝化速率都可以用式（5）和式（6）表示：

式（5）中：t——反应阶段的时间。

当反应器缺氧区污泥浓度有变化时，那么比内源反硝化潜力的计算方程如式（7）所示：

式（7）中：XV——缺氧区的MLSS浓度，mg/L。

系统总的反硝化潜力是由污水的反硝化潜力与污泥的内源反硝化潜力之和，其计算方程如式（8）所示：

对于脱氮除磷污水处理系统，考虑到厌氧池的碳源利用以及回流污泥所含的硝酸盐的影响，因此需要测定污水原有的反硝化潜力和厌氧池出流混合液的反硝化潜力。目前，国内外已有很多有关反硝化潜力的研究，其中包括对实际城镇污水、工业污水和乙酸、乙醇、甲醇等有机碳源的反硝化潜力研究[7-9]。这些研究结果表明，反硝化潜力试验可以较为准确地衡量和评价污水脱氮的潜力及污水处理工艺的整体反硝化潜能，为工艺的设计改造和提高污水处理系统的脱氮效果提供准确的依据。

本研究将针对厌氧-氧化沟试验装置处理低碳污水的脱氮能力进行研究，通过对进水和厌氧池混合液的反硝化潜力试验，可以评估后续氧化沟的脱氮潜能，为提升氧化沟的脱氮除磷能力提供理论依据。

2 试验方法

2.1 厌氧-氧化沟试验装置

试验研究工艺的基本构型包括1个四池厌氧-氧化沟生化反应器、1个二次沉淀池和1个回流污泥预浓缩池，如图1所示，其工艺设计参数如表1所示。

图1 改良型厌氧-环沟氧化沟工艺流程图

表1 中试系统工艺设计参数

2.2 反硝化潜力测定方法

取4 L厌氧-环沟型氧化沟好氧段的活性污泥混合液，接种于SBR反应器内，静置沉淀5 min，排除上清液，用经过曝气脱氯后的自来水稀释回流污泥至4 L，重复以上进水稀释—静置沉淀—排除上清液3次，可以有效避免污泥接种时带进污水的影响，最终得到满足试验要求的1 L浓缩污泥混合液，用曝气后自来水稀释，并和一定体积的污水混合至4 L。向混合液中投加硝酸钠使得试验初始的硝酸盐浓度达到20～30 mg/L，同时，投加10 mL硫脲溶液抑制硝化反应，混合搅拌试验，定时取样并用滤纸和0.45μm滤膜过滤，并测定其硝氮和亚硝氮的浓度。

当测试厌氧池混合液反硝化潜力时，直接取厌氧池混合液加入一定量的硝酸钠和硫脲，进行试验。

3 进水反硝化潜力的研究

试验装置进水的反硝化潜力试验的污水水质如表2所示。由于进水COD波动较强，为了较为全面和准确地分析进水的反硝化潜力及其与进水氮的关系，试验对4种不同碳源水平的进水水质进行了反硝化潜力分析。反硝化潜力试验时不同水样测试时的稀释比、MLVSS浓度和试验温度如表3所示。由于实验室温度控制较易，各试验的温度基本在同一水平，其试验结果具有较强的可比性。

表2 反硝化潜力试验的污水水质

表3 试验稀释比和MLVSS浓度

图2是4种不同碳源的进水的反硝化潜力图。每种不同进水在反硝化脱氮反应中，其硝酸盐浓度随时间的变化都可以用3条不同斜率的直线来拟合，分别代表SS，XS和内源物质反硝化脱氮的速率情况。

图2 不同进水水质的反硝化潜力试验

同时，通过对各条拟合曲线方程的斜率和截距的分析，可以得到其相应的进水组份的反硝化潜力和比反硝化速率，以及污泥的内源反硝化潜力和反硝化速率，其结果如表4所示。

表4 进水反硝化潜力与比反硝化速率

从表4的结果可知，进水的反硝化潜力主要是由XS贡献的，其占污水的总反硝化潜力的74.4%～76.5%，而SS的反硝化潜力占总反硝化潜力的23.5%～25.6%。这表明，可降解的颗粒性有机物是污水可利用碳源的主要成份，对于污水的脱氮除磷起到最为关键的作用。如果进水碳源都用于脱氮，4种不同进水的反硝化潜力都能保证出水的稳定达标。同时，各水质的比反硝化速率结果表明，SS的比反硝化速率最快，XS次之，内源反硝化速率最低。

污水的反硝化潜力试验数据也表明，进水的碳源水平也决定其反硝化潜力的水平，进水的总反硝化潜力随着进水COD的减小而减小。表5是大量文献对污水比反硝化速率研究的数据。由此看出，本试验的数据与这些研究的数据基本在同一范围内。然而，本试验的比反硝化速率处于较低的值域范围。这主要是由于一方面试验污水为低碳源污水，限制了反硝化的可利用碳源水平；另一方面，系统的污泥泥龄较长且长期处于低碳条件下，污泥中的活性物质不高，且其内碳源含量较少，限制了污泥的活性水平。

表5 其它研究报道的比反硝化速率[6]（单位：mg N/(g MLVSS·h））

4 厌氧混合液反硝化潜力的研究

为了分析进水碳源在系统的分配情况，在研究进水反硝化潜力的同时，也研究了这4个进水水质条件下厌氧池2混合液的反硝化潜力。表6是厌氧池混合液过滤后的水质。试验直接取厌氧池混合液进行研究，表7是试验时反应器内的MLVSS浓度和水温。

表6 厌氧池混合液的水质

表7 试验MLVSS浓度

图3为4种进水条件下厌氧池混合液的反硝化潜力。虽然各个厌氧池混合液反硝化试验的硝态氮浓度随时间的变化都可以用不同斜率的直线来拟合，但是SS和XS的脱氮反应时间段缩短，尤其是试验III中SS的反应段消失，仅仅存在XS和内源物的脱氮反应段。同时，内源段反应的拟合曲线的斜率有所增加，这表明内源阶段的反应速率有所增加。

不同进水水质条件下厌氧池混合液反硝化潜力和比反硝化速率如表8所示。进水经过厌氧池的反应，厌氧池混合液中剩余的SS和XS反硝化潜力下降了很多，其总和相当于进水总反硝化潜力的18.6%～29.1%。SS的比反硝化速率相比于进水有所下降，而XS和污泥内源的比反硝化速率相比于进水有所提高。厌氧池内污泥对进水碳源有水解、吸收贮存作用，因此，进水中的SS大部分在厌氧池被污泥吸收贮存，其剩余反硝化潜力下降；进水中一部分XS在厌氧池被完全水解为SS并被污泥吸收贮存，另一部分XS被不完全水解，其在缺氧条件下更易被污泥利用于反硝化脱氮，因此XS比反硝化速率有所上升而反硝化潜力下降；活性污泥在厌氧池吸收了有机碳源，其内碳源水平大大提高，相关研究表明活性污泥的内源反应速率受到其内碳源水平的控制，当内碳源水平较高时，内源反应的速率也有所提高[10]，因此，厌氧池污泥的内源比反硝化速率相比于回流污泥的内源比反硝化速率平均提高了3.9倍。由于氧化沟内没有独立的缺氧区，因此对于试验氧化沟中缺氧区的体积无法明确计算，但从式（8）计算系统内源反硝化潜力可以看出，适当扩大氧化沟内的缺氧区有利于利用厌氧混合液中污泥较高的内碳源比反硝化速率来提升脱氮效果。

图3 不同进水条件下厌氧池混合液反硝化潜力

表8 厌氧池混合液反硝化潜力与比反硝化速率

厌氧池混合液的反硝化潜力试验表明，除回流污泥的稀释作用以外，进水中的碳源大部分(70.9%～81.4%)在厌氧池被污泥水解吸收贮存，厌氧混合液中剩余的外源反硝化潜力仅仅不到进水的1/3，其在后续氧化沟内的反硝化脱氮过程中所起到的作用有限；而活性污泥的内碳源水平在厌氧池得到大大提高，其内源比反硝化速率也大大增加。一些研究指出，在低碳污水脱氮除磷中，活性污泥内源反应起了至关重要的作用[10，11]。图2也表明厌氧混合液反硝化潜力试验中，内源阶段降解的硝态氮是SS和XS反硝化阶段降解的硝态氮数倍。因此，在氧化沟脱氮过程中，内源反硝化反应起着至关重要的作用。由于内源反硝化的速率相对较慢，氧化沟内只有保证充足的缺氧反应时间才能够最有效地提高氧化沟的脱氮效果，提升出水水质。

5 结论

低碳污水中可降解颗粒性有机物的反硝化潜力在总反硝化潜力中占70%以上，是脱氮工艺主要的碳源来源；在厌氧-氧化沟工艺中，厌氧池混合液中的外源总反硝化潜力相比于进水减少了超过2/3，而污泥的内源比反硝化速率则大大提高。这表明污泥内源反应在低碳污水处理脱氮过程中至关重要，后续氧化沟内足够长缺氧反应时间对提高系统的脱氮效果具有决定性的作用。

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