低碳氮比污水廠全流程脫氮優化調控及效果

王 榮

（滕州市水庫管理服務中心，山東 滕州277599）

目前，我國大部分城市污水廠進水水質存在低碳氮的問題，不僅造成出水水質不穩定，而且給污水廠運行成本帶來巨大壓力。為了保證出水穩定達標，很多污水廠在缺氧段投加大量碳源以保障反硝化反應的順利進行，但這會出現碳源投加量大于實際反硝化所需碳源量[1]，造成碳源浪費，過量有機物在好氧段通過曝氣去除增加能耗，污泥產率增大等問題；有時還需新增反硝化深床濾池等脫氮工藝[2]，會帶來新增投資、占地問題，而反硝化深床濾池往往在處理工藝的末端，有可能導致出水COD、BOD5波動[3]。為緩解低碳氮比污水廠上述壓力，圍繞生物脫氮的主要影響因素對污水廠進行全流程強化脫氮調控，降低污水廠運行成本具有重要意義。

1 項目概況

某污水處理廠2014年建成通水，設計規模為6萬m3/d。該污水廠進水碳氮比處于較低水平，無法滿足脫氮要求。為保證出水總氮達標，運行過程中，投加大量碳源，2019年碳源投加量約300 mg/L（20%乙酸鈉）。在投加大量碳源情況下，出水總氮均值12 mg/L，在冬季水溫低或進水總氮較高時，仍存在超標風險。

2 現狀運行全流程管控實踐

在現狀工藝運行的基礎上，結合沿程數據監測進行全流程分析，以工藝段為基礎進行優化管控。

2.1 曝氣沉砂池運行優化

1）曝氣沉砂池出水攜帶高溶解氧調控。沿程NO3--N、溶解氧監測數據見表1，從表1知，經過預缺氧池NO3--N并未有去除現象。預缺氧池和厭氧池均具備碳源、NO3--N條件，但基本無反硝化效果，NO3--N大量進入厭氧池，導致工藝整體的生物除磷脫氮功能紊亂。同時從表1數據可知主要是由于曝氣沉砂池出水攜帶高溶解氧進入系統所致，而溶解氧高主要是由于曝氣沉砂池跌水、曝氣過量以及進水攜帶造成的。根據實際運無機化問題，將目前曝氣沉砂池刮砂機運行方式由運行10 min待機20 min調整為運行10 min待機10 min，雨天調整為常開模式以增大除砂能力，防止大量泥砂進入后續生化系統，并調整好氧池曝氣量以防過曝，2021年SVI平均值為73 mg/L較2019年提升16%。

表1 調控前后沿程溶解氧和NO3--N數據mg/L

2.2 缺氧池運行優化

1）缺氧池前端溶解氧優化。缺氧池前端溶解氧高不僅影響脫氮效果，且會無效消耗碳源。溶解氧偏高主要是由于兩方面引起，一是內回流液混合液攜帶溶解氧，對此在好氧池末端設置消氧區改善；二是由于內回流混合液出口距缺氧池最高液面40 cm，跌水進入缺氧池形成空氣復氧，通過延伸內回流出口管伸入缺氧池液面30 cm，淹沒式運行，并在內回流管加裝閥門以防倒流。通過上述措施，缺氧池前端溶解氧濃度降至0.5 mg/L以下。

2）缺氧池停留時間優化。缺氧末端COD的監測數據在15~45 mg/L，好氧池末端在15 mg/L左右，可知，缺氧池存在反硝化停留時間不足，造成碳源進入好氧池通過曝氣去除情況，如能夠延長反硝化時間，出水NO3--N濃度或者碳源投加可進一步降低，將緩解冬季水溫低或進水總氮濃度高造成出水總氮偏高。該廠日常小試監測生化系統的反硝化速率在0.019 2~0.021 1（kg NO3--行情況，對跌水、曝氣強度進行了優化，通過對曝氣沉砂池出水至預缺氧池和厭氧池閥門進行逐步微調，使曝氣沉砂跌水高度由1 m左右降至0.3 m左右；在保證曝氣沉砂池正常運行的同時降低曝氣量。調控后曝氣沉砂池出水攜帶溶解氧明顯降低，且預缺氧池和厭氧池具備了一定脫氮功能，厭氧池中的NO3--N有所降低，對厭氧釋磷的競爭也將會減弱。

2）曝氣沉砂池運行方式調整。2019年運行SVI值為63 mg/L，低于生活污水為主的污水廠正常水平，可知系統污泥無機化嚴重。針對污泥N）/（kg MLSS·d），根據目前運行條件，進水水量以6萬m3/d計，缺氧池污泥濃度取6 000 mg/L，總氮按設計值45 mg/L，出水總氮13 mg/L，出水氨氮以0.5 mg/L計，不考慮剩余污泥所帶氮元素及預缺氧去除NO3--N，反硝化速率取0.019 2（kg NO3--N）/（kg MLSS·d），核算缺氧反硝化所需停留時間為6.5 h，而設計停留時間為3.8 h，在冬季水溫低或者進水總氮高時，需投加大量碳源彌補停留時間上的不足，但仍存在水質風險。

2.3 好氧池優化為AOA模式運行

好氧池主要功能為氧化去除COD、好氧吸磷、將氨氮轉化為硝酸鹽氮。好氧池停留時間為厭氧池停留時間的2~3倍即可滿足好氧吸磷功能的實現[4]，也即停留時間需有3~4.5 h。該廠日常小試監測的生化系統硝化速率在0.018 1~0.035 8（kg NH3-N）/（kg MLSS·d），根據目前運行條件按最不利情況核算硝化所需停留時間為7.6 h。

為補償缺氧池在現有運行條件下停留時間不足和改善內回流攜帶溶解氧等不利條件，將原好氧池進行功能重新分配。滿足硝化功能實現需要7.6 h前提下，將好氧池前端2 h作為缺氧區使用，增加缺氧停留時間，提高脫氮效率[5]，將末端0.2 h作為消氧區，即AOA模式。AOA模式前后兩個A段運行的實現，主要靠調節風機和曝氣管各閥門，將溶解氧控制在0.5 mg/L以下通過微曝氣起到攪拌作用保證污泥不沉積。另在保證對溶解氧變化比較敏感的氨氮指標穩定情況下，同時對好氧段溶解氧逐步由3 mg/L以上調整為1.5 mg/L，以防在雨季進水負荷相對較低的情況下出現過曝現象。

2.4 碳源投加精細化管控

污水廠進水水質、水量時刻在變化，根據進水水質精準投加碳源比較困難。一般根據出水總氮的反饋調節投加量，而碳源投加點距出水口停留時間有18 h，存在明顯滯后效應。為保障碳源的精準投加，加裝過程儀表，缺氧末端加裝在線硝氮儀并將數據實時反饋至中控界面，及時反饋缺氧脫氮情況，從而將滯后調節時間縮短至3.8 h，并探索出該廠根據缺氧池末端硝氮的反饋與碳源投加的對應數據，如表2所示。從而將碳源投加調控變被動調整為主動預判調控，節約碳源投加量。

表2 缺氧池末端硝氮數據與對應的碳源投加量mg/L

3 碳源投加量

碳源投加量如圖1所示。

圖1 碳源投加量

2019年進水TN全年平均值為35.4 mg/L，出水TN全年平均值為12.2 mg/L，去除率為65.5%。調整運行后2020年進水TN全年平均值為32.8 mg/L，出水TN全年平均值為10.0 mg/L，去除率為69.5%。從11月和12月數據可明顯看出，在冬季低溫，2020年進水COD濃度下降，TN升高，乙酸鈉投加降低情況下，出水總氮反而出現下降，主要是因為缺氧停留時間延長、溶解氧調控、反硝化細菌比例提高等使脫氮效果得到了強化，有效保障了出水總氮的穩定達標。2020年乙酸鈉整體投加量較2019年下降51.8%。

4 技術經濟分析

通過上述全流程組合措施的調控運行，2020年在保證水質穩定達標的前提下，藥耗能耗也均較2019年下降明顯。2020年碳源投加量為146 mg/L較2019年303 mg/L下降51.8%；污泥產量降幅35.2%；2020年電單耗每噸水0.319 kWh同比2019年每噸水電單耗0.365 kWh下降12.6%。

5 結論

1）針對低碳氮比污水廠通圍繞影響生物脫氮的主要因素對曝氣沉砂池、內回流、好氧池處的高溶解氧問題進行了優化，將進水碳源和外加碳源充分利用在反硝化脫氮，從而節省碳源并可節約能耗。

2）通過對現有運行數據核算，將好氧池合理調整為AOA模式運行，延長反硝化時間，極大的保障了冬季低溫或者進水總氮高時出水總氮的穩定達標，并可節省碳源。

3）在不新增工藝、投資、占地等情況下，對低碳氮比污水廠進行全流程診斷優化調控，不僅可以保障污水廠的穩定達標，還可以促進節能降耗，污水廠整體運行效能出現了協同提升，具有一定的借鑒意義。