曝氣沉砂池跌水充氧對反硝化影響及改造建議

◎文/胡潔 劉怡心 張輝 胡香 許光遠（安徽國禎環保節能科技股份有限公司）

生物硝化反硝化是目前污水脫氮最經濟有效的方法。反硝化作用是指在無氧或低氧條件下，反硝化菌將硝酸鹽或亞硝酸鹽還原為氮氧化物或氮氣。理論上，缺氧條件下C/N為2.86就能使硝酸鹽完全還原為氮氣，但由于部分碳源被其他異養微生物吸收利用或被反硝化菌用于自身生長代謝，所以C/N要遠大于2.86才能保證完全反硝化脫氮[1]。研究表明，滿足完全反硝化過程的C/N在4～15范圍內不等[2]，對于經過硝化反硝化的生物脫氮工藝，C/N需求量在 5～10 之間，至少為 3.5～4[3]。另外，溶解氧的含量對生物脫氮效率有重要的影響。Frette等人的研究表明，氧作為電子受體是優先于亞硝酸鹽和硝酸鹽的，當氧和硝酸鹽同時存在的條件下，氧取代硝酸鹽作為電子受體，進而抑制反硝化過程，使得廢水中氮的去除率下降[4]。目前全國范圍內尤其是南方城市的污水逐步趨向于低碳氮比變化。外加碳源作為一種提高污水C/N的直接手段，廣泛應用于污水廠的運營。當投加外加碳源以促進反硝化作用時，溶解氧的存在勢必會增加外加碳源的投加量，不利于系統的反硝化作用[5,6]。

污水廠中可能存在跌水充氧的工藝單元有曝氣沉砂池、沉淀池、提升泵房等。目前關于溶解氧對硝化反硝化影響的研究主要集中在曝氣量的自動控制及內回流混合液中DO影響的解決方法，而關于跌水充氧對反硝化效果的影響的研究則相對較少。隨著污水廠提標改造及節能降耗工作的不斷推進，跌水充氧對反硝化的影響越來越受到重視。

本研究針對跌水充氧對反硝化作用產生的影響展開討論，并提出消除跌水充氧對反硝化影響的改造建議，以達到節約碳源、降低能耗的效果。

一、材料與方法

1．污水廠情況

南方某污水廠采用SBR工藝，設計日處理污水能力為5.5萬噸，實際處理污水量為6萬噸，其工藝流程見圖1。生物池中污水的處理流程為：進水的同時攪拌→曝氣→沉淀→出水。目前該污水廠正在進行提標改造，使出水水質由《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB18918-2002）一級A排放標準提升至類地表水IV類標準，即：COD〈40mg/L，NH4+-N〈2.5mg/L，TN〈10mg/L，TP〈0.3mg/L。

圖1 污水廠工藝流程圖

2.進水水質分析

通過對該污水廠2015年全年進水水質的檢測分析，進水中氨氮濃度在20～40mg/L，CODcr濃度在150～300mg/L。C/N比如圖2，進水 C/N〈5，對應累計頻率30%；C/N〈6.2，對應累計頻率 50%；C/N〈8，對應累計頻率80%。需要注意的是，由于SS的影響，實際可利用的碳源量低于統計數據。

圖2 2015年進水C/N頻率分布

經檢測，可溶性CODcr濃度僅為60～140mg/L，因此實際C/N并不高，反硝化結束時生物池中NO3--N濃度在2mg/L左右，出水總氮含量高，難以達到出水標準。通過投加乙酸鈉，反硝化結束時NO3--N濃度能降至0.5mg/L以下，出水總氮含量達到類IV類水出水標準，因此投加乙酸鈉增加進水碳源濃度顯得尤為重要。2015年乙酸鈉平均投加量約8m3/d，通過進水管的改造，及加藥量的精確控制，降低了碳源的投加量，2016年3月份乙酸鈉投加量為4m3/d。

3.曝氣沉砂池跌水水位變化及充氧情況

污水經曝氣沉砂池進入生物池時處于反硝化階段，圖3是跌水高度與進水流量、進水時間的關系。從圖中可以看出，曝氣沉砂池有效高度為3.2m，末端跌水高度主要由cass池液位及進水流量控制，最大跌水高度在1.8～2m，一般出現在cass池進水開始階段10min，即圖中的1階段；而在進水中段，跌水高度一般在1.2～1.4m，即圖中的2階段，一般持續40min左右；進水后期，第3階段中無明顯跌水現象。由于大部分進水出現在第2階段且持續時間較長，較具代表性，因此選擇此時的跌水充氧作為本實驗的研究對象。通過對曝氣沉砂池出水堰前后的DO濃度監測，出水堰前DO約0.4mg/L，跌水后DO約 5～6mg/L。

圖3 跌水高度與進水流量、進水時間的關系

4.小試實驗

在cass池中取曝氣剛結束時的泥水混合樣2份各700mL，記為混合樣1和混合樣2，分別放置于1000mL的燒杯中。取細格柵前進水樣2份各300mL，分別為進水樣1和進水樣2。進水樣1用氣泵曝氣，同時測DO，待DO在5mg/L左右時停曝。將進水樣1、2分別加入到混合液1、2中，加蓋，用磁力攪拌器攪拌，每隔10min取一次樣，測濾后液NO3--N，60min后結束取樣。

5.測定項目與分析方法

進水樣1用浙江森森實業有限公司生產的ACO系列電磁式空氣泵曝氣，用余姚市奇泉流量儀表有限公司生產的LZB-10流量計控制曝氣量，用WTW OOXI3310便攜式溶氧儀測定實驗過程中的溶解氧，采用紫外分光光度法測定NO3--N。

二、結果與討論

圖4為在不投加碳源的條件下原水曝氣至6mg/L時對反硝化的影響，原水加入到混合液后經混合液的稀釋作用DO迅速降至3.5mg/L。可以看出，不論原水曝氣與否，反硝化過程前5～10min內NO3--N降低的幅度較大，樣1和樣2中NO3--N濃度由8.3 mg/L分別降至6.67mg/L和5.50 mg/L。其后趨于平緩。反硝化60min后，原水曝氣后的水樣中NO3--N濃度為6mg/L，而原水未曝氣的水樣中NO3--N濃度降至4.75mg/L，氮去除率分別為27.7%和42.8%。溶解氧的消耗主要發生在反硝化前5min，之后兩者溶解氧均穩定在0.3mg/L左右。

圖4 不加碳源時原水曝氣對反硝化影響

在投加碳源的情況下（見圖5），NO3--N濃度下降的趨勢與圖4類似。投加碳源后，未經曝氣充氧的原水反硝化60min后NO3--N由10.11mg/L降至3.5mg/L，下降了6.61mg/L，氮去除率為65.4%；而充氧的原水NO3--N降低了4.86mg/L，氮去除率為48.1%。可以看出，原水充氧后明顯降低了反硝化脫氮效果。

圖5 加碳源時原水曝氣對反硝化影響

傳統的脫氮理論[7,8]認為，反硝化菌是異養兼性厭氧菌，既能進行有氧呼吸，也能進行無氧呼吸。含碳有機物好氧生物氧化時所產生的能量高于厭氧硝化時所產生的能量，這表明，當同時存在分子態氧和硝酸鹽時，氧會與硝酸鹽競爭電子供體，反硝化菌會優先進行有氧呼吸，降解含碳有機物，從而抑制硝酸鹽的還原。另外，微生物從有氧呼吸轉變為無氧呼吸的關鍵是合成無氧呼吸的酶，而分子態氧的存在會抑制這類酶的合成及其活性。只有在無分子氧而同時存在硝酸和亞硝酸離子的條件下，反硝化菌才能夠利用這些離子中的氧進行呼吸，使硝酸鹽還原。因此，溶解氧會對反硝化過程起到很大的抑制作用。在本研究中，將充氧后原水加入混合液中后，DO快速下降，可以判斷DO消耗了部分易降解CODcr，而這一部分CODcr也是易被反硝化菌利用的，由此可以推斷，跌水曝氣充氧通過消耗部分原水中的CODcr，降低了原水中的碳源，從而影響反硝化效果。反硝化60min后，充氧的原水NO3--N濃度要比未充氧原水高1.3～1.8mg/L。

三、消除跌水充氧優化建議

1.優化方案

假設跌水充氧量為5mg/L，按照1mg/L DO消耗1mg/L CODcr來計算，目前水廠采購的乙酸鈉折合CODcr為2×105mg/L。則每日6萬噸進水5mg/L DO可消耗乙酸鈉約：60000×5/(20×10000)=1.5 m3/d，即每天投加的碳源乙酸鈉中有1.5 m3被跌水產生的溶解氧消耗掉而沒有用于反硝化脫氮。消除跌水充氧即能節省這部分碳源，降低水廠運行的成本，為此，采取的方案有設置消能板、導流管和在出水堰上開孔3種。

2.方案比較

表1 跌水曝氣消能方案比選

3種方案的比較見表1。

由表1可以看出，3種方案均能通過簡單施工實現消能，其中方案1操作最為簡單，但該方案對消能板的強度要求很高且不能完全消除跌水。方案2在出水堰末端增設導流管能降低跌水充氧量，但并不能完全消除跌水。相比之下，方案3在曝氣沉砂池出水堰下端1m處開孔，施工簡單，且能達到較好的預期效果。

曝氣沉砂池有效高度為3.2m，目前沉砂池不應用其曝氣功能，即類似于平流沉砂池，由于其HRT（5min）要高于實際平流沉砂池（1min），水平流速小于平流沉砂池，因此造成大量SS在沉砂池中沉降。鑒于此，建議選擇方案3，在曝氣沉砂池出水堰下端1m處開孔，將沉砂池水位高度降低后，沉砂池實際HRT將縮小，將有利于泥砂分離。

四、結論

（1）該污水廠進水中CODcr濃度受SS影響較大，原水C/N不能滿足出水TN對反硝化程度的需要。通過投加碳源乙酸鈉，提高有效C/N，使污水廠出水TN平均含量能達到類Ⅳ類水出水標準。

（2）曝氣沉砂池末端跌水高度大部分時間處于1.2～1.4m之間，充氧量約5～6mg/L。

（3）小試實驗表明原水充氧6mg/L后，加入混合液會快速消耗碳源，影響反硝化效果，反硝化60min后，充氧6 mg/L的原水NO3--N濃度要比未充氧原水高1.3～1.8mg/L。

（4）針對曝氣沉砂池末端跌水充氧降低cass池反硝化脫氮效果這一現象，提出3個解決方案，經比較，在曝氣沉砂池出水堰下端1m處開孔，將沉砂池水位高度降低，縮小了沉砂池實際HRT，利于泥砂分離。改造完成后預計每年將節省乙酸鈉投加費用43.8萬元。