近年来，我国水环境质量呈现出稳中趋好的态势，但湖库、近岸海域富营养化问题依然突出，污染较高时还会发生“水华”灾害[1]，所以总氮控制急需加强。国务院《水污染防治行动计划》对于总氮控制也提出了明确要求，“汇入富营养化湖库的河流应实施总氮排放控制”“沿海地级以上城市实施总氮排放控制”等。国家将总氮指标纳入总量控制指标体系，统一要求、统一考核。另外，在我国的现行水污染排放标准，国家类和部门类标准大约有47部，即：1部综合排放标准，46部行业标准(含化工类标准)，其中约有40部，均对氮的排放，有明确的控制要求。由此可见，氮污染问题不容忽视。

水环境中，总氮主要由有机氮、无机氮组成。其中无机氮主要由硝态氮、亚硝态氮组成，硝态氮为总氮的主要组成部分，不具有毒害作用，但硝态氮易在硝酸盐还原菌的作用下转化为亚硝态氮，被人体摄入后会引发高铁血红蛋白症，危害人体的健康[2]。另外，硝态氮和亚硝态氮可转化为N-亚硝基胺和亚硝基酰胺的各种N-亚硝基族化合物，这些物质具有致癌致突变的特点，且其化学性质比较稳定，从而诱导人体患上各种肿瘤疾病[3]。有机氮主要由生物氮、氨氮组成，进行硝化反应可转化为硝态氮、亚硝态氮，产生前述危害。因此，氮的污染成为水体中亟待解决的问题。

1、绪论

1.1研究背景

城镇用水密切相关的两个领域分别是给水、排水，对氮排放限值，《城镇污水厂污染物排放标准(GB 18918-2002)》中一级A排放标准，要求总氮浓度不超过15 mg/L[4]；《生活饮用水卫生标准(GB 5749-2022)》，要求硝酸盐浓度不超过10 mg/L[5]；《石油化学工业污染物排放标准(GB 31571-2015)》要求总氮控制值不超30 mg/L[6]；在地方标准中，总氮控制数值会更加严格。氮的化合物(如亚硝态氮)会对生物体与人体造成危害，过度排放也会造成水库、湖泊富营养化。因此，控制总氮的排放，有巨大的技术需求和重大意义。

1.2氮污染的处理技术

目前，氮污染的处理技术可根据反应原理分为物理、化学、生物技术三大类[7]。应用最多是生物技术，而生物技术又分为：传统硝化反硝化工艺、同程硝化反硝化工艺、短程硝化反硝化工艺、厌氧氨氧化工艺、自养反硝化脱氮工艺。

1.2.1传统硝化反硝化工艺

传统硝化反硝化脱氮处理是利用硝化菌和反硝化菌的微生物脱氮处理方法，分为两个阶段，在有氧条件下利用污水中硝化菌将含氮物质转化为硝态氮，然后在缺氧条件下利用污水中反硝化菌将硝态氮还原成氮气排入大气。

硝化反应过程：第一步是氨氮由亚硝化细菌消解，转化为亚硝态硝，第二步是硝化细菌参与，将亚硝态氮转化为硝态氮的过程。亚硝化细菌和硝化细菌都是化能自养菌，它们利用有机物作为碳源，通过NH3、NH4+、NO2-的氧化还原反应获得能量。硝化反应过程需要在有氧条件下进行，并以氧作为电子受体，氮元素作为电子供体。反硝化反应过程：在缺氧条件下，利用反硝化菌将亚硝酸盐还原成硝酸盐，硝酸盐再还原为氮气，氮气从水中逸出，降低总氮。

即：传统反硝化工艺的反硝化菌是化能异养兼性缺氧型微生物，投加碳源提供电子供体提供能量并得到氧化稳定，在缺氧条件下进行，硝态氮还原为N2的过程。

1.2.2同程硝化反硝化工艺

根据传统生物脱氮理论，脱氮途径一般包括硝化和反硝化两个阶段，硝化和反硝化两个过程需要在两个隔离的反应器中进行，或者在时间或空间上造成交替缺氧和好氧环境的同一个反应器中；实际应用中，在一些没有明显的缺氧及厌氧段的活性污泥工艺中，人们就曾多次观察到氮的非同化损失现象，在曝气系统中也曾多次观察到氮的消失，在这些处理系统中，硝化和反硝化反应往往发生在同样的处理条件及同一处理空间内，因此，这些现象被称为同程硝化反硝化。

1.2.3短程硝化反硝化工艺

所谓短程硝化反硝化生物脱氮就是将硝化过程控制在亚硝态氮阶段，随后进行反硝化，控制在亚硝态氮阶段易于提高硝化反应速度，缩短硝化反应时间，减小反应器容积。

1.2.4厌氧氨氧化工艺

在厌氧条件下，以氨为电子供体，以硝酸盐或亚硝酸盐为电子受体，将氨氧化成氨气，这比全硝硝化节省供氧量，以氨为电子供体还可以节省传统生物脱氮所需的碳源。

1.2.5自养反硝化脱氮工艺

自养反硝化脱氮工艺，也是一种利用反硝化细菌的污水微生物脱氮处理方法，跟传统反硝化工艺一样，在缺氧条件下利用污水中反硝化细菌将硝酸盐还原成气态氮。不同的是，反硝化菌为自养菌，故无须投加碳源，利用特定的无机物填料(如铁单质、S单质、硫铁化合物等)提供电子，还原硝态氮脱氮的生物技术。

1.3研究的意义与内容

1.3.1研究的意义

目前，也有大量学者利用自养反硝化脱氮进行了相关的研究，以及工程实践应用。本课题的研究方向主要是结合实际工程，如何更优地发挥出自养反硝化工艺的应用效果，并兼顾节省运营费用，指导设计与运行工作，完善脱氮技术，具有重大意义。

1.3.2研究的内容

污水处理工艺中，自养反硝化工艺段通常设置在二次沉淀池后面，为深度脱氮的安全保障。工艺中，选用硫单质、硫铁化合物等为微生物填料，配合脱氮滤池。鉴于前述的填料，存在人工合成，密度相对较轻，运行过程中易流失等特点，从而影响脱氮效果。因此本课题选取自养反硝化耦合翻板滤池工艺深度脱氮，进行应用研究。

2、实验材料与方法

2.1试验情况概述

本次实验过程选在山西省晋城市金匠污水处理厂内进行，该水厂于2022年建成：一期规模2.0×104m3/d，采用工艺流程：预处理→强化A2O→沉淀池→高密沉淀池→脱硝翻板滤池→滤布滤池→消毒→外排或回用，设计出水指标中COD、BOD、氨氮、TP达到地表Ⅳ类标准，其他污染物达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)中一级A标准。为验证自养反硝化耦合翻板滤池工艺深度脱氮的实际效果，于2023年4月，在该污水处理厂开展了日处理5000 m3/d的自养反硝化脱氮试验。

2.2试验装置

选取试验用的翻板滤池1格，采用升流式池型，滤池平面尺寸7.5×4.0 m，有效过滤面积30 m2，实验设计反硝化脱氮负荷不大于0.7 kg/m3·d，水力负荷不大于7 m3/m2·h；承托层为卵石，共4层，每层厚度100 mm～150 mm，粒径分别为4 mm～8 mm,8 mm～16 mm,16 mm～25 mm,25 mm～32 mm；滤料采用改性硫化矿石填料(人工合成)，有效粒径5 mm～10 mm，堆积密度1.35 g/cm3，填充高度2.5 m；配套的反冲洗水泵流量为500 m3/h，扬程15 m，功率30 kW，变频控制，数量3台(2用1备)；配套的反冲洗风机流量为40 m3/min，风压为58.8 k Pa，功率为55 kW，变频控制，数量2台(1用1备)；另配有进水自动门、出水自动门、气冲洗自动门、水冲洗自动门、排水翻板阀、排气阀、放空阀，以及管路、监测仪表等。

2.3试验过程控制

本次以高密沉淀池的出水为实验对象，连续、稳定监测30 d。

2.3.1过滤

关闭反冲洗排水管、放空管(常闭)、反冲洗进水管和反冲洗进气管上的阀门，开启进水管及出水管上的阀门，滤池进入工作状态。每组滤池在恒定液位下连续工作，滤池中液位计的信号反馈给上位计自动程控，出水调节阀可自动调整其开启程度，使滤池整套系统水头损失恒定，从而保持滤池中的水位恒定，滤速恒定。

2.3.2冲洗

正常的滤池反冲洗是根据过滤周期、滤床堵塞状态、出水浊度自动冲洗，现场人员手动冲洗，以及自控室的操作人员通过计算机也可发出指令进行远程反冲洗。正常设定反冲洗周期为72 h。滤池冲洗步骤：(1)关闭进水/出水阀门；(2)开启反冲洗空气管道上的阀门，启动风机，气冲5 min，强度20 L/m2·s;(3)气冲洗时间到后，启动1台反冲洗水泵，控制水冲洗强度约为2 L/m2·s～4 L/m2·s，气冲强度保持不变，进行同时气、水洗，时间10 min;(4)联合冲洗时间到后，降低水泵频率至0 Hz，并停止反冲洗风机，约10 s后关闭气冲管道上的阀门，同时升高水泵频率至工频，并再启动1台水泵，2台水泵联合冲洗，控制水强度为6 L/m2·s～9 L/m2·s，进行单独水冲洗，当液位达到反冲洗最高液位时，同时关闭水冲阀，降低2台冲洗水泵频率到0 Hz，反冲洗废水静置30 s后半开翻板阀排水，待大部分反洗废水排出后打开翻板阀至全开排除剩余的废水；(5)当液位降到滤料表面约0.2 m关闭翻板阀，翻板阀关到位后，开启水冲阀，再次同时提升2台水泵频率到工频，控制水强度为6 L/m2·s～9 L/m2·s，进行二次单独水反冲洗，反冲洗液位达到最高液位时，关闭水冲阀，冲洗水泵停机，翻板滤池进行排水操作步骤同上，重复操作；(6)冲洗排水完毕后，关闭翻板阀，开启水冲阀提高水泵频率控制频率，使水强度在3 L/m2·s～5 L/m2·s，对滤池进行输送清水，当滤池内清水水位达到1.0 m时，关闭水冲洗阀及冲洗水泵，打开进水阀门，滤池进水，并保持翻板阀开启，进行漂洗，10 min后关闭翻板阀，进行正常产水过滤。滤池整个反冲洗时间约30 min。

2.3.3驱氮

驱赶滤料层内的氮气过程，周期为24 h，每次15 min。驱氮操作为开启两台反冲洗水泵，控制水强度为6 L/m2·s～9 L/m2·s，关闭进水/出水阀门，打开水冲阀(参照冲洗步骤的(5))，重复单独水冲洗并排水，持续10 min后，再进行初滤漂洗5 min，驱氮的程序完成。

2.4检测指标与方法

2.4.1检测指标

包括水温、总氮、氨氮、硝态氮、COD、DO、pH、滤料高度。

2.4.2检测方法

水温、DO:JPB-607A便携式溶解氧测定仪；总氮：碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法；氨氮：纳氏试剂分光光度法；硝态氮：紫外分光光度法；COD：重铬酸盐法；p H：便携式电化学仪表法；滤料层高度：直尺。

3、结果与分析

3.1启动期硝态氮的变化

滤池启动前，先对填料进行冲洗、漂洗，准备工作就绪后，方可进水启动，前期启动计划为10天。第1天至第3天进水与出水总氮、硝态氮数据无差异，滤池水面平静；第4天滤池水面开始有零星气泡产生；第5天至第7天，气泡逐步增多，总氮净去除值由3.8 mg/L增加到5.6 mg/L，硝氮去除值与总氮数值基本相同；第8至第10天，硝态氮去除值稳定在10.91 mg/L～11.75 mg/L，硝态氮去除率66.7%～75.8%，水面有大量气泡产生，自养反硝化菌培养完毕。前期启动进水指标：总氮在12.14～17.78 mg/L，氨氮在0.72 mg/L～1.34 mg/L，硝态氮在11.25 mg/L～16.64 mg/L，水温16.2℃～17.2℃，pH值7.2～7.8，单格水池在3923 m3/d～4479 m3/d。

3.2正常运行期硝态氮的变化

启动期结束后，在进入正常运行期，见图1，第11至30天，进水总氮范围值在11.11 mg/L～23.12 mg/L，进水氨氮范围值在0.43 mg/L～1.97 mg/L，出水总氮范围值在2.95 mg/L～9.50 mg/L，出水氨氮范围值在0.36～1.12 mg/L，总氮去除值范围在8.44 mg/L～16.09 mg/L，总氮去除率57.52%～75.97%。进水氨氮与出水氨氮基本无变化，进水总氮与出水总氮差值基本恒定。

图1进出水总氮、氨氮变化情况

实验期间进水的水温在16.8℃～18.1℃，温度差异小，温度对总氮去除效果的影响未能判别，pH范围在7.1～7.7，出水的pH范围在6.7～7.2，出水的pH值低于进水pH值，可知：自养反硝化属于耗碱过程。

3.3翻板滤池效果分析

自养反硝化耦合翻板滤池运行的实验过程，即1个月的实验周期内，原始滤床高度2.500 m，结束后滤床平均高度2.485 m，折算为年损失率为7.2%。同时，运行过程监控中，滤料表面会产生微生物的增长，以及对悬浮物的截留，随运行时间的延长，单池水力负荷逐渐降低。另外，滤床在反硝化过程中产生的氮气，也应及时排出。因此需要滤池进行反冲洗[8]和驱氮操作以恢复其正常的净水功能。通过研究发现反冲洗的周期设定在48 h～72 h为宜。

关于反冲洗与驱氮操作对脱氮的影响：反冲洗结束后的2 h内，总氮的去除率明显偏低，随后脱氮效率逐步复苏，在6 h左右可恢复原有处理能力。

翻板滤池耦合自养反硝化的处理工艺，可以有效控制滤料的流失，并在优化工艺控制后能取得良好的脱氮效果。

4、结论

通过本次试验，自养反硝化耦合翻板滤池工艺深度脱氮工艺的应用，得出以下结论：

(1)试验自养反硝化翻板滤池总氮的去除效果显著，总氮的去除率稳定在57.52%～75.97%，出水总氮稳定在10 mg/L以下，满足《城镇污水厂污染物排放标准(GB 18918-2002)》中一级A排放标准的总氮指标要求，与异养反硝化工艺对比，无须投加碳源，节约运行费用显著。

(2)采用改性硫化矿石填料，以硫、铁为基质，辅助掺混有一定量的碱性物质，组成颗粒状填料，在经过短期的启动培养后，可驯化出自养反硝化菌，提高硝态氮去除率，降低总氮排放值，作为新建污水处理厂或技改污水处理厂总氮达标排的安全保证。

(3)采用翻板滤池，利用翻板阀开度的调节，与硫化矿石填料结合，能很好地克服这一弊端，降低滤料的流失，年损失率为7.2%。另外，反冲排水过程中大部分泥质停留在滤床表面，翻板滤池采用中位排水，出水口位于滤床表面位置，便于快速排走泥质。

(4)使用驱氮、气水联合反洗的操作模式，可有效延长反冲周期，缓解了反冲洗破坏除氮进程，又解决滤料的堵塞，减少滤料流失，对运行方式的改进有重要意义。

参考文献:

[1]国家环境保护局科技标准司编.中国湖泊富营养化及其防治研究[M].北京:中国环境科学出版社,2001.

[2]张超.硫自养-异养混合营养反硝化去除硝酸根运行性能及分子生态学研究[D].杭州:浙江工业大学,2014.

[3]王晖.硫自养反硝化结合生物活性炭技术处理硝酸氮污染水的研究[D].上海:上海交通大学,2011.

[4]国家环境保护总局,国家质量监督检验检疫总局.GB 18918-2002.城镇污水处理厂污染物排放标准[S].

[5]国家市场监督管理总局,国家标准化管理委员会.GB 5749-2022.生活饮用水卫生标准[S].

[6]环境保护部,国家质量监督检验检疫总局.GB 31571-2015.石油化学工业污染物排放标准[S].

[8]赵运新,曾辉平,吕育锋,等.生物除铁除锰滤池反冲洗铁锰泥除As(V)研究[J].中国给水排水,2017,33(11):1-6.

文章来源:陶光朝.自养反硝化耦合翻板滤池工艺深度脱氮的应用[J].广东化工,2024,51(14):102-104.