同步反硝化工艺生产性试验研究

同步硝化反硝化工艺生产性试验研究
马劲，张轶凡，轩兴歧，乌兰，邓纪鹏，郭金芳
（天津创业环保集团股份有限公司，天津 300381）
摘要：介绍了同步硝化反硝化工艺用于城市污水处理的生产性试验研究，结果表明，在水力停留时间为9h，污泥回流比为100%的条件下，可使COD Cr、BOD5、NH3-N出水水质达到一级A标准（GB18918-2002），SS、TP出水水质达到一级B标准（GB18918-2002）。

关键词：缺氧曝气；脱氮除磷；硝化性能；同步硝化反硝化
随着氮磷排放标准的提高，工艺升级改造已成为国内大多数城镇污水处理厂面临的的主要问题。

生物脱氮除磷在脱氮和除磷过程中都需要消耗大量碳源，而污水处理厂实际运行中往往存在原水碳源不足的问题[1]。

因此，选择碳源利用率高、能耗低、控制简便的脱氮除磷新工艺是污水厂升级改造的关键。

同步硝化反硝化工艺引入了溶解氧控制强化脱氮除磷理论，是在A2/O工艺、Orbal氧化沟工艺的基础上形成的一种新工艺，本工艺通过通过曝气方式的改变和对溶解氧的精确控制实现高效脱氮除磷，工艺中采用的溶解氧控制强化脱氮除磷大大节省了脱氮过程中碳源的消耗量，与传统工艺相比，其在处理效果、改造工程量和能耗等方面都具有一定优势。

适用于污水处理厂传统脱氮除磷工艺的升级改造。

1 试验部分
1.1 工艺简介
图1 工艺流程图
图1为同步硝化反硝化工艺流程图。

工艺主体生物反应池为推流式反应池，按曝气方式和强度不同分为三段：1#为转碟曝气立环氧化沟段，溶解氧控制在0mg/L左右，采用转蝶曝气机进行曝气，不足的曝气量一直保持供氧量小于等于75%的需氧量，形成氧亏状态，通过调控氧化还原电位，创造溶解氧几乎为零的环境，因此在此段内除进行有机物的降解外，还同时发生同步硝化反硝化反应；2#为微孔曝气缺氧曝气段，溶解氧控制在0.5mg/L左右，在缺氧曝气段可以得到最大的氧转移动力和最大的氧转移效率，并利用缺氧环境进行同步硝化反硝化反应，实现脱氮；3#为二级微孔曝气好氧段，溶解氧控制在2 mg/L左右，二级微孔曝气段可以作为好氧反应的精处理区，进一步去除可生物降解的残余物质，保证出水的稳定性。

二级微孔曝气段出水进入二沉池，
在二沉池完成泥水分离后，上清液经消毒后排放。

同步硝化反硝化工艺的核心理念为：缺氧曝气，系统引入ORP参数对工艺各个工况段的溶解氧进行精确控制。

同时在生物处理工段中形成溶解氧梯度，使各工段溶解氧的浓度不同，既提高氧传递效率，又使得硝化—反硝化在系统中同步进行。

因为在工艺前段中创造了缺氧曝气微环境，使得这一区域内氨氧化菌、硝化菌和反硝化菌等多种菌群共存，在这种环境下可以实现：氨—亚硝酸盐—硝酸盐—亚硝酸盐—氮气的5步脱氮同步硝化反硝化，也会实现：氨—亚硝酸盐—氮气的3步短程同步硝化反硝化。

缺氧曝气段高的氧传递效率使得相同的AOR所需提供的SOR得以降低，这大大降低了工艺运行的能耗，同时缺氧曝气段的同步硝化反硝化反应又降低了脱氮所需的碳源，可减少低碳源污水脱氮过程外加碳源的投加量。

同步硝化反硝化工艺前面部分采用表面机械曝气，后面部分采用微孔曝气，这种混合曝气方式能够最大程度的提高曝气效率，其原因在于：微孔曝气在清水中具有较高的氧传递效率，而在污水中受a系数影响较大，a系数与水中表面活性剂有关。

表面活性剂可降低气液两相界面的表面张力，使氧传递效率降低，气泡越小，传氧越困难。

对于机械曝气，表面活性剂的影响则不同，其可以帮助产生更小的水滴，提高氧传递的可利用表面积，提高机械曝气的曝气效率。

而随着表面活性剂在前段的生物分解，它们对后面曝气的影响也减小。

因此，在微孔曝气之前采用表面机械曝气的同步硝化反硝化工艺在节能方面具有较大优势。

1.2 工艺改造简介
同步硝化反硝化工艺生产性试验研究在天津市某污水处理厂进行，采用单独一个系列进行试验研究。

原工艺为A/O除磷工艺，设计出水执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-1996）二级标准，处理规模为9万吨/日，一个系列分为9个廊道，前两个廊道尺寸为79m×7.5m×6m，后七个廊道尺寸为79m×8.0m×6m。

本次试验改造只对原构筑物中的生物池进行改造，其它构筑物不作改动。

改造后曝气池将分成三个处理工段，在每一个处理工段中溶解氧的浓度不同，分别为0、0.5、2mg/L，其中1-2廊道为立环氧化沟段（1#），溶解氧控制在0mg/L，3-6廊道为微孔缺氧曝气段（2#），溶解氧控制在0.5mg/L左右，7-9廊道为微孔好氧曝气段（3#），溶解氧控制在2mg/L左右。

该工艺在溶解氧浓度为0-0.5的缺氧曝气工段采用了同步硝化反硝化的专有技术，通过氧化还原电位、溶解氧浓度的精确控制在缺氧曝气生物反应池内实现同步硝化反硝化。

改造后工艺流程如图1所示，进水经一沉池进入生物反应池，生物反应池出水进入二沉池进行泥水分离，一部分污泥回流至生物反应池1#，污泥回流比为100%，剩余污泥排放，工艺没有内回流，可大大降低运行能耗。

生物反应池1#、2#、3#各段体积比为2：4：3，总的水力停留时间为9h，泥龄为15-20d，处理量为9万吨/日。

1.3 试验水质和分析方法
试验期间进水水质见表1。

所有水质分析方法均采用标准方法测定。

表 1 进水水质（mg/L ）
项目 PH COD Cr
BOD 5
NH 3-N TN
SS
进水指标
6~8 100~500 50~260 40~55 40~60 50~150
2 结果与分析
经过一个月的连续驯化培养，污泥浓度稳定保持在2700mg/L 左右，污泥呈黄褐色，镜检发现菌胶团结构紧密，有少量轮虫、钟虫和累枝虫等后生动物，出水水质稳定，表明污泥已经驯化成熟[2]。

装置稳定运行后对各种污染物的去除如下所述： 2.1 BOD 去除效果
204060801001201401601801
3
5
7
9111315171921232527
检测次数
B O D （m g /L ）
图2 BOD 去除效果图
图2为BOD 处理效果图，从图2可以看出，在试验期间进水BOD 变化较大，最大值为157mg/L ，最小值为41mg/L ，变化幅度较大，但是出水BOD 变化浮动较小，平均出水5.6mg/L ，出水稳定达到一级A （≦10mg/L ）的排放标准（GB18918-2002）。

2.2 COD 的去除效果
1002003004005001
3
5
7
9111315171921232527
检测次数
C O
D (m g /L )
图3 COD 的去除效果图
由图3可以看出，试验期间进水COD 较稳定，除了一次超过400mg/L 外，其它大部分在230mg/L 左右，最小值为171 mg/L ，出水COD 较稳定，平均值为31mg/L ，出水均能达到一级A （≦50mg/L ）的排放标准（GB18918-2002）。

2.3 SS 的去除效果
501001502001
3
5
7
9
111315171921232527检测次数
S S (m g /L )
图4 SS 去除效果图
由图4可以看出进水SS 较稳定，进水SS 平均值为90mg/L ，出水SS 平均值为8mg/L ，大部分在一级A （≦10mg/L ）的排放标准（GB18918-2002）以下，达标率为81.4%，一级B （≦20mg/L ）（GB18918-2002）的达标排放保证率为100%。

说明本工艺具有较稳定的出水SS 。

2.4 TP 去除效果
0.511.522.533.544.5
1
3
5
7
9111315171921232527
检测次数
T P （m g /L ）
图5 TP 的去除效果图
由图5可知，进水TP 波动较大，最高为4.4mg/L ，最低为0.5mg/L ，在试验初期，出水TP 随进水TP 增加有升高趋势，但随着试验进行，出水TP 逐渐平稳，基本维持在1mg/L 以下，基本能满足一级B （≦1mg/L ）（GB18918-2002）要求。

2.5 NH3-N 去除效果
1020304050601
3
5
7
91113151719212325
检测次数
N H 3-N (m g /L )
图6 NH 3-N 去除效果图
510152025一廊道
二廊道
三廊道
四廊道
五廊道
六廊道
九廊道
N H 3-N (m g /L )
123D O (m g /L )
图7 各廊道NH3-N 和DO 变化趋势
由图6可以看出，进水NH 3-N 在20~40mg/L 之间，平均为36.4mg/L ，出水NH 3-N 一直维持在较低水平，出水平均值为1.4mg/L ，完全满足一级A 标准（GB18918-2002）。

说明系统具备较强的硝化能力，而采用缺氧曝气的方式运行不但能够保证系统的硝化效果，同时降低了运行成本，也为工艺提供了同步硝化反硝化的环境。

对试验期间1~6廊道及9廊道末端DO 、混合液的上清液中的NH3-N 进行监测，监测结果如图7所示。

从图中可以看出，NH 3-N 在各廊道中均有不同程度降低，尤其是前六个廊道DO 在0.5mg/L 左右时，3~6廊道内NH 3-N 去除明显，在6廊道末端平均NH 3-N ＜10mg/L ，缺氧曝气段NH 3-N 去除率为60%，因而缺氧曝气可以满足硝化要求，为同步硝化反硝化提供了条件；另外，剩余的NH 3-N 经7~9廊道的继续氧化，可以确保出水中NH 3-N 稳定达标。

0.00
0.050.100.150.200.250.300.350.402008-8-112008-8-252008-9-42008-9-82008-9-162008-9-222008-10-102008-10-152008-10-202008-11-102008-11-182008-11-252008-12-42008-12-102008-12-152008-12-17
比耗氧速率/m g (O 2)/(g (M L S S )·m i n )
图8 系统氨氮和亚硝酸盐氮比好氧速率变化情况
0.00
0.020.040.060.080.100.120.140.160.182008-8-112008-8-252008-9-42008-9-82008-9-162008-9-222008-10-102008-10-152008-10-202008-11-102008-11-182008-11-252008-12-42008-12-102008-12-152008-12-17
氮比氧化速率/m g (N )/(g (M L S S )·m i n )
图9 系统氨氮和亚硝酸盐氮氧化速率变化情况
为检测系统内氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌活性，我们进行了氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌活性检测。

本测试在比耗氧速率测定的基础上，分别采用丙烯基硫脲（ATU ）和氯酸钠（NaClO 3）选择性的抑制氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的活性，进一步分析了系统的亚硝化和硝化比耗氧速率，由图8可知，系统内亚硝化比耗氧速率平均值为0.2476mg(O 2)/(g(MLSS)·min ，高于王建龙等报道的亚硝化比耗氧速率值为0.19mg(O 2)/(g(MLSS)·min)[3]，说明系统内氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌具有较高活性，证明本工艺具有较好的硝化性能。

从图9中也可以看出来，系统的亚硝酸盐氮氧化速率高于氨氮氧化速率，这表明氨氧化反应是整个硝化过程的限速步骤，因此要提高系统的硝化能力首先应该增强系统的氨氧化能力。

同时，由图9还可以看出系统中出现了两次氨氮氧化速率高于亚硝酸盐氮氧化速率的情况（11月18日和12月4日），说明系统存在亚硝酸盐的积累情况，证明了工艺系统内存在短程硝化反硝化过程。

2.6微生物的种类、形态研究
图10 常规好氧池污泥扫描电镜照片
（A 、B 、C 、D 的放大倍数依次为1300、5000、10000和20000）
图11 同步硝化反硝化工艺好氧池污泥扫描电镜照片 （A 、B 、C 、D 的放大倍数依次为1000、5000、10000和20000）
A C D
B
A B
C D
图12 同步硝化反硝化工艺缺氧池污泥扫描电镜照片 （A 、B 、C 、D 的放大倍数依次为500、5000、10000和20000）
本试验采用电子扫描显微镜分别对各池悬浮污泥进行了观察，结果如图10、11和图12所示，由图可知，同步硝化反硝化工艺好氧池和缺氧池微生物没有大的差别，但与常规好氧池微生物差别较大，常规好氧池污泥松散，菌胶团小，丝状菌较少而球菌和杆菌较多，同步硝化反硝化工艺菌胶团含有大量丝状菌，活性污泥菌胶团成块状，且更大更密实。

3 结论
① 采用同步硝化反硝化工艺对城市污水进行试验研究表明，同步硝化反硝化工艺出水水质稳定性，抗冲击能力强；
② 试验研究表明，出水COD 、BOD 、NH3-N 能稳定达到一级A （GB18918-2002）标准，出水SS 、TP 能稳定达到一级B （GB18918-2002）标准；
③ 系统具有较强的硝化能力，在缺氧曝气条件下也能使NH 3-N 稳定达标，和传统工艺相比节约了运行成本；
参考文献
[1] 陆轶峰. 城市污水生物脱氮除磷工艺研究进展[J]. 云南环境科学, 2001, 20(增刊): 70-73 [2] 沈耀良. 废水生物处理新技术——理论与应用[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 1999
[3] 王建龙, 吴立波, 齐星, 钱易. 用氧吸收率表征活性污泥硝化活性的研究[J]. 环境科学学报, 1999, 3, 225-229
A D
C B。