摘 要：本文研究在反硝化深床濾池中的乙二醇的反硝化效果，從乙二醇欠量投加開始，再逐漸增加加藥量，期間進行多次反沖洗，并監(jiān)測進出水各項指標。研究表明，乙二醇可以作為反硝化微生物的碳源，反硝化細菌的掛膜時間在120h以上。當(dāng)進水NOx-N低于3mg/L時，NOx-N去除率可達到65%以上。在低藥量、低進水NOx-N濃度的環(huán)境中仍能保持較高的NOx-N去除率。出水NOx-N最低可降至1mg/L以下。乙二醇作為碳源培養(yǎng)出的反硝化細菌黏附力強，反沖洗不易脫落，出水水質(zhì)更穩(wěn)定。

關(guān)鍵詞：反硝化深床濾池；碳源；乙二醇；反硝化脫氮；反沖洗

中圖分類號：X 52" " 文獻標志碼：A

反硝化脫氮過程是通過反硝化細菌在缺氧環(huán)境，以碳源為電子供體，以水體中的NO2-、NO3-為電子受體，將NO2-、NO3-轉(zhuǎn)化為氮氣的過程，目前全國大多數(shù)污水處理廠須外加碳源來保證反硝化脫氮的功能。

目前使用的碳源主要有葡萄糖、甲醇、乙醇、乙酸、乙酸鈉，不同的碳源適應(yīng)不同的水質(zhì)，馴化的反硝化細菌也不同。葡萄糖培養(yǎng)出來的反硝化細菌較為蓬松，生長緩慢、黏附性較弱、當(dāng)氣水反沖時，容易洗掉。甲醇培養(yǎng)的反硝化細菌生長較慢，黏附性強、生存能力強、能適應(yīng)低營養(yǎng)環(huán)境，但甲醇是易燃易爆?；?，在具體使用中須配備防爆設(shè)備和應(yīng)急處理裝置等。乙酸鈉是目前使用最廣泛的碳源，若按理想比例投加，則NOx-N最大去除率可以達到85%，掛膜時間為24h～36h[1]，乙酸鈉培養(yǎng)的反硝化細菌生長迅速、但黏附力較弱，容易因反沖洗脫落，且存在明顯的亞硝基氮積累。

由于現(xiàn)在使用的碳源各有利弊，且價格均較為昂貴，因此碳源開發(fā)和研究一直是反硝化脫氮研究的重點之一。本文主要采用某污水處理廠的反硝化深床濾池，使用乙二醇作為碳源，研究乙二醇作為碳源的特性。

1 材料和方法

1.1 污水處理廠概況

四川某城市生活污水處理廠將現(xiàn)在的一級A出水水質(zhì)提標升級，提標升級后出水水質(zhì)達到《四川省岷江、沱江流域水污染物排放標準》（DB 51/2311—2016）關(guān)于城鎮(zhèn)污水處理廠的標準。一期處理規(guī)模為25000m3/d，二期處理規(guī)模為25000m3/d，水廠目前一、二期處理規(guī)模為50000m3/d，污水處理系統(tǒng)包括預(yù)處理段、生化處理段和深度處理段。

本污水處理廠處理工藝流程為粗格柵及提升泵房→細格柵及沉砂池→MBBR池→中間水池→高密池→反硝化深床濾池→濾布濾池→接觸消毒池。

1.2 反硝化深床工藝流程

StripNite反硝化深床濾池系統(tǒng)主要包括濾池、清水池、廢水池、反沖洗風(fēng)機、反沖洗水泵、氣動閥門、空壓機、冷干機、在線NOx-N檢測儀、在線DO（溶解氧）檢測儀、流量計、液位計等。

該反硝化深床濾池共1座6格，總過濾面積395m2，設(shè)計濾速5.3m/h，設(shè)計脫氮負荷0.633，單位為：kg/m2·d。工藝流程圖如圖1所示。

該城市生活污水處理廠反硝化深床濾池前端工藝處理后的水質(zhì)已達標，反硝化深床濾池進水TN更是維持在10mg/L以下，為研究乙二醇作為碳源的反硝化脫氮效果，將在進水TN已達標的基礎(chǔ)上進一步降低TN。

1.3 研究方法

污泥接種：在進水端混合池內(nèi)投加污泥，污泥來源于MBBR工藝段活性污泥，活性污泥濃度為4122mg/L，投加流量為10m3/h，投加污泥到混合池，開啟混合池攪拌器，活性污泥隨水流經(jīng)配水渠分別流入各濾池中，水流方向為下向流，污水經(jīng)濾料表面流入，從濾池底部流出，因此污泥會被濾料表面截留，為避免堵塞濾料表面，采用間歇式接種，每投加30min，暫停30min，待污泥縱向遷移到濾料內(nèi)，再進行下一次投加。在該過程中，濾池保持恒水位過濾狀態(tài)，隨著污泥接種入濾池，發(fā)現(xiàn)濾池的出水調(diào)節(jié)閥的閥門開度逐漸變大，這是濾池阻力變大的表現(xiàn)，為防止濾池過濾阻力過大，造成漫池，當(dāng)濾池閥門開度達到60%后，停止接種污泥，此時池內(nèi)污泥量已達到濾池容積負荷，污泥接種完成。

污泥接種完畢后，開始投加碳源，經(jīng)測定乙二醇碳源溶液的COD當(dāng)量為26×104mg/L。為防止反硝化深床濾池出水COD超標，在線投加碳源，使用計量泵進行碳源投加，且碳源采用欠量投加，從理論投加量的25%開始，逐漸增加碳源投加量。

當(dāng)溶解氧的含量小于0.5mg/L時，釋放氣體，氣體釋放強度15m/h，氣體釋放間隔周期為4h，氣體釋放時間為60s。同時開啟氣水反沖洗功能，氣水反沖洗流程：氣沖→氣水混合沖→水沖，氣沖強度92m/h，水沖強度15m/h，氣水反沖洗時間根據(jù)運行情況做適當(dāng)調(diào)整，每格濾池氣水反沖洗的間隔周期開始設(shè)定為48h一次，隨時間推移，逐漸縮短時間，直至24h～36h一次。運行期間在開始加藥后第48h、96h、144h、192h分別進行一次氣水反沖洗。

逐漸增加碳源投加量，直至出水TN、SS、BOD5達標，且COD不超標。

期間每間隔12h取樣檢測進出水的COD、DO、SS、TN。實時觀察記錄進出水NOx-N在線檢測數(shù)據(jù)。

根據(jù)Barnard的研究發(fā)現(xiàn)在污水處理中，由于碳源物質(zhì)不同，因此反硝化過程存在以下3個階段[2-3]。1）利用VFAs等易被降解的物質(zhì)，反硝化速率約為50，單位為：mg/L·h（以NO3--N計）。2）利用顆粒有機物和復(fù)雜有機物，反硝化速率約為16，單位：mg/L·h（以NO3--N計）。3）利用內(nèi)院代謝產(chǎn)物，反硝化速率僅為5.4，單位：mg/L·h（以NO3--N計）。由于進水NOx-N較低，第一、二階段的時間非常短，本試驗主要通過數(shù)據(jù)分析研究第三階段。

2 檢測結(jié)果記錄與分析

2.1 出水DO（溶解氧）

由于進水來源是MBBR，進水溶解氧較為穩(wěn)定，基本約為5.6mg/L，因此不作為分析指標，著重分析出水溶解氧的變化，出水溶解氧的變化如圖2所示。

絕大多數(shù)的反硝化微生物是兼性厭氧菌，O2存在時消耗O2，沒有O2時消耗NO3-[4]。對兼性厭氧菌而言，需要在沒有分子氧的環(huán)境中進行反硝化過程。較高的氣水比，即較高的溶解氧會抑制硝酸鹽還原酶合成，因此應(yīng)該在缺氧的環(huán)境下進行反硝化反應(yīng)[5]。兼性厭氧菌呼吸鏈中有兩套不同的酶系統(tǒng)，需要利用氧分子作為電子受體的“好氧呼吸”，利用NO3-、NO2-作為電子受體的“缺氧呼吸”。這兩種呼吸作用的代謝途徑相似，與電子傳遞鏈中進行最終電子傳遞的酶不同，兼性厭氧菌利用O2和NO3-進行電子傳遞。因此，在相濾池進水中投加碳源后，會先消耗水中分子態(tài)氧，再以NO3-、NO2-為電子受體進行反硝化反應(yīng)[6]。因此常將溶解氧降至0.5mg/L以下，以此作為掛膜的標志。

由圖2可知，開始加藥后，前12h，溶解氧下降較快。水中溶解氧高，碳源作為還原性物質(zhì)與水中O2反應(yīng)迅速，當(dāng)水中游離態(tài)氧分子被逐漸消耗，含量降低，反應(yīng)速率也急劇下降，此時增加藥量并不能明顯使溶解氧降低。

在加藥48h后，進行一次反沖洗，反沖洗后出水DO迅速上升，繼續(xù)加藥24h后才能恢復(fù)溶解氧，表明此時掛膜未成功，且微生物黏附力非常弱，反沖洗帶走了大量的微生物。

加藥96h后，再次進行反沖洗，反沖洗后出水溶解氧有波動，但不明顯，且迅速恢復(fù)。表明此時微生物已經(jīng)在濾料層中繁衍增殖，并具備了一定的黏附力，反沖洗不易脫落濾料表面的微生物。

保持加藥120h后，出水溶解氧降至0.5mg/L以下，此時掛膜成功。

當(dāng)加藥144h和192h時，分別進行一次反沖洗，出水溶解氧無明顯波動，說明微生物并未大量脫落。

2.2 進出水COD的變化

通過COD變化可判斷乙二醇碳源是否被微生物消耗，進出水COD變化如圖3所示。

由圖3可知，當(dāng)開始加藥時，會出現(xiàn)出水COD比進水COD高的現(xiàn)象，水中DO消耗了乙二醇，未達到缺氧環(huán)境，反硝化細菌未能消耗乙二醇，因此出現(xiàn)了COD擊穿現(xiàn)象，使出水COD升高。

加藥48h后出現(xiàn)轉(zhuǎn)折點，出水COD比進水COD低，說明此時乙二醇已經(jīng)被水體中微生物利用，之后出水COD一直比進水COD低。

在每間隔48h一次的反沖洗中，出水COD未出現(xiàn)超標現(xiàn)象，表明濾池中微生物已經(jīng)能充分利用碳源。

2.3 進出水NOx-N

加藥后進出水NOx-N變化如圖4所示。

加藥48h后，出水DO降至0.5mg/L以下，此時濾池中已經(jīng)是缺氧狀態(tài)，但出水NOx-N直到144h后才有下降趨勢，之后逐漸穩(wěn)定。

從DO降至0.5mg/L開始，直至NOx-N有下降趨勢，共耗時96h，在這個過程中，NOx-N不僅沒有下降，還有小幅度上升。乙二醇與甲醇化學(xué)性質(zhì)類似，在碳源投加量不足的情況下，甲醇在反硝化過程中會存在一個亞硝態(tài)氮積累的過程[7]，結(jié)合出水NOx-N數(shù)據(jù)，可判斷乙二醇在反硝化過程中也存在亞硝態(tài)氮積累。

在48h和96h反沖洗后，出水NOx-N較進水NOx-N都出現(xiàn)大幅上升，由于反沖洗給水體充氧，因此造成水體中溶解氧過高，濾池中有一個較短時間的好氧過程，將水體中的部分氨氮轉(zhuǎn)化為NOx-N，因此使NOx-N升高。

進水NOx-N低于3mg/L，仍能繼續(xù)降低，出水NOx-N最低可降至1mg/L以下。表明乙二醇作為碳源培養(yǎng)的反硝化細菌適用于低NOx-N濃度的環(huán)境，脫氮效率高。

2.4 進出水SS變化

過濾去除SS也是反硝化深床濾池的主要功能，同時也能反映濾池內(nèi)污泥狀態(tài)，進出水SS的檢測數(shù)據(jù)如圖5所示。

StripNite反硝化深床濾池的濾料采用2～3mm天然石英砂，厚度達到2.44m，過濾效果良好，大量污泥接種后會因縱向遷移作用，部分SS會穿過濾料層，使出水SS升高，但96h后，過濾的表面截留和縱向遷移，在濾料表面形成濾餅層，過濾效果逐漸穩(wěn)定。

濾餅層形成后，第144h和第192h的反沖洗，并未使出水SS超標現(xiàn)象，說明濾餅層并未明顯破壞，反硝化細菌的黏附性較佳。

2.5 NOx-N去除率與加藥量的關(guān)系

NOx-N去除率與加藥量的關(guān)系如圖6所示。

采用在線投加的方式加藥，加藥量根據(jù)進水流量、進水NOx-N、進水溶解氧等在線數(shù)據(jù)進行調(diào)節(jié)，因此只須通過調(diào)整加藥比例，即可對碳源投加量進行精確控制。加藥比例100%是乙二醇的理論投加量，100%加藥比例的乙二醇投加量C/N為8.0。

為避免COD擊穿造成出水COD超標，乙二醇碳源投加采用欠量投加，從低藥量開始投，逐漸增加投藥量。當(dāng)未達到缺氧狀態(tài)時，增加加藥量易使出水COD升高。

隨著乙二醇加藥量逐漸增加，NOx-N的去除率也逐漸提高，當(dāng)進水NOx-N低于3mg/L時，乙二醇加藥量比例85%（C/N：6.8），NOx-N的去除率可達到65%。因出水NOx-N降至1mg/L以下，為避免出水COD超標，因此并未繼續(xù)增加加藥比例。

在NOx-N的去除率穩(wěn)定后，嘗試減少乙二醇的加藥量，加藥比例減至45%，其NOx-N的去除率仍能維持約44%。

期間經(jīng)歷多次反沖洗，NOx-N去除率并未出現(xiàn)明顯波動。

3 結(jié)論

將乙二醇作為碳源，其掛膜時間超過120h，與乙酸鈉掛膜時間24h～32h，葡萄糖掛膜時間32h～48h相比，乙二醇作為碳源的掛膜時間較長。

傳統(tǒng)的乙酸鈉碳源培養(yǎng)出的微生物黏附力差，反沖洗會讓大量反硝化細菌脫落，造成出水水質(zhì)波動，而乙二醇作為碳源培養(yǎng)的反硝化細菌的黏附力較強，反沖洗后，出水DO和NOx-N能迅速恢復(fù)，避免了在反沖洗后出水水質(zhì)長時間超標的現(xiàn)象。

將乙二醇作為碳源，出水NOx-N最低可降至1mg/L以下。當(dāng)進水NOx-N低于3mg/L時，NOx-N去除率也可達到65%以上。

乙二醇培養(yǎng)出的反硝化細菌能適應(yīng)低營養(yǎng)環(huán)境，在低藥量、低NOx-N濃度的環(huán)境中，仍能保持相當(dāng)?shù)幕钚院头聪趸摰δ?，與其他碳源在低藥量、低NOx-N濃度的環(huán)境中反硝化脫氮效率急劇下降，甚至反硝化細菌失活的現(xiàn)象相比，乙二醇更具優(yōu)勢。

參考文獻

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通信作者：陳鐸（1992—）男，湖北武漢人，江南大學(xué)化學(xué)工程與工藝專業(yè)學(xué)士學(xué)位，中級職稱，研究方向為污水處理。

電子郵箱：cding12138@163.com。