高氨氮工业废水生物脱氮工艺运行难点及控制对策研究论文

 

　　关键词：高氨氮废水,生物脱氮,难点分析,控制对策

 

 

　　工业废水中常含有高浓度氨氮，若未经有效处理直接排放，将对水体生态系统造成严重破坏。目前，生物脱氮工艺凭借其低成本、高效率等优势在高氨氮工业废水处理领域得到广泛应用。然而，由于高氨氮工业废水成分复杂多变，在实际运行过程中仍面临诸多难点和挑战，导致脱氮效果不稳定”。为进一步提升高氨氮工业废水生物脱氮工艺的运行效果，亟需开展工艺难点分析并探索有效的控制对策。

 

 

　　高氨氮工业废水是现代工业社会面临的重大环境问题之一，这类废水主要来源于煤化工、焦化、化肥等行业，其氨氮质量浓度通常高达1000~5 000 mg/L是地表水环境质量标准Ⅲ类限值(1.0mgL)的1000~5 000倍。如此高浓度的氨氮废水若未经处理直接排放，将对受纳水体造成严重影响。氨氮不仅会迅速消耗水体溶解氧，导致鱼类等水生生物因缺氧而大量死亡，破坏水体生态系统平衡;还会与水体中氮、磷等营养物质相互作用，引发水华、赤潮等富营养化灾害，产生大量有毒有害物质如微囊藻毒素等，严重威胁饮用水安全。此外，氨氮在常温常压下即可挥发为氨气，而高浓度氨气对人体呼吸系统有强烈刺激作用，吸入后可导致肺部炎症、肺水肿等症状，甚至引起死亡。

 

　　目前，高氨氮工业废水的主要处理技术包括物化法和生物法两大类。传统的物化法如吹脱法、化学氧化法等虽然去除效率高，但存在运行成本高、药剂消耗大、二次污染等问题，难以满足日益严格的环保要求”，而生物法凭借其低成本、低能耗、环境友好等优点，在高氨氮工业废水处理领域得到越来越广泛的应用。生物处理技术主要利用硝化菌和反硝化菌的协同作用，在一定的溶解氧、碱度、温度等条件下，将氨氮逐步转化为亚硝酸盐、硝酸盐，最终还原为无毒无害的氮气，实现氨氮的彻底去除。尽管生物脱氮技术具有诸多优势，但在实际应用中仍面临诸多挑战，如废水成分复杂多变、环境条件波动频繁等，导致脱氮效果不稳定。

 

 

　　高氨氮工业废水生物脱氮是一个复杂的微生物代谢过程，主要依靠硝化菌和反硝化菌的协同作用实现。硝化过程发生在好氧条件下，氨氧化细菌首先将氨氮(NH4*-N)氧化为亚硝酸盐氮(NO:-N).释放出能量供自身生长所需;继而亚硝酸氧化细菌再将NO2-N进一步氧化为硝酸盐氮(NO,--N)。与之相对应，反硝化则在厌氧条件下由反硝化菌利用有机碳源作为电子供体，将NO-N和NO.-N还原为氮气(Nz),完成脱氮过程。由此可见，生物脱氮是一个涉及多种功能菌群、多步代谢反应的生化过程。在实际运行中，硝化阶段控制溶解氧质量浓度在2~3 mgL、pH在7.5~8.0、温度在25~30℃等条件下，NH-N去除率可稳定在95%以上。但值得注意的是，硝化反硝化菌对环境条件十分敏感，溶解氧、pH、碱度、温度、C/N等参数的波动都会显著影响其代谢活性，进而影响脱氮效果”。因此，生物脱氮过程必须严格控制各项工艺参数，如保持硝化阶段溶解氧在2~4 mgL、反硝化阶段溶解氧在0.2mgL以下、pH在7.5~8.5、碱度在2 500~5 000 mgLCaCO;等，才能确保硝化反硝化反应的顺利进行。同时，鉴于高氨氮废水普遍存在碳源不足的问题，根据实际C/N比情况适当补加外碳源(如甲醇葡萄糖等),对于提升反硝化效率、保障出水达标至关重要。

 

 

 

　　高氨氮工业废水中氨氮浓度动辄数千毫克每升，远超出常规生物处理系统的适应范围。当这类废水直接进入脱氮系统时，大量游离氨（FA）会对硝化菌特别是亚硝酸氧化菌（NOB）产生严重抑制作用，导致亚硝酸盐大量积累。当FA质量浓度超过10 mg/L时，NOB的比生长速率可下降90%以上，而氨氧化菌（AOB）却相对耐受，其在FA质量浓度高达50 mg/L时仍能维持一定的硝化活性，这就造成了NOB与AOB活性的严重失衡，使得中间产物NO2--N大量积累并进一步以游离亚硝酸（FNA）的形式抑制AOB，最终导致硝化完全停止[5]。在高氨氮废水处理中，NH4+-N质量浓度通常高达2 000~3 000 mg/L，pH在8.5~9.0之间，在该条件下FA质量浓度可轻易超过200 mg/L，足以完全抑制硝化反应的发生。与此同时，高浓度NO2--N还会严重抑制反硝化菌的活性，导致反硝化效率大幅下降。当NO2--N质量浓度积累到500 mg/L以上时，反硝化速率可下降80%以上。可见，氨氮高负荷冲击会引起硝化菌群结构失衡、关键功能菌活性受抑制等一系列连锁反应，严重影响生物脱氮系统的抗冲击能力和运行稳定性。

 

 

　　高氨氮工业废水普遍存在碳源不足的问题，导致碳氮比（C/N）远低于反硝化所需。根据反硝化化学计量比，完全反硝化需要的理论C/N比为2.86，而实际废水中这一比例通常低于1.0，严重制约了反硝化的进行。以焦化废水为例，其可生化性较差，化学需氧量（COD）虽高达数千毫克每升，但大部分为难降解的有机物，如酚类、多环芳烃等，不能被反硝化菌利用，导致可利用碳源严重不足。在缺乏外碳源补充的情况下，反硝化菌只能利用废水中仅有的易降解碳源，如挥发性脂肪酸（VFAs）等。但这部分碳源往往在厌氧或缺氧段被异养菌大量消耗，使得后续反硝化碳源更加匮乏。当碳源不足时，反硝化菌的代谢活性受到抑制，反硝化速率显著下降。若C/N比低于1.0，反硝化速率可下降50%以上，而随着碳源的进一步耗尽，反硝化反应最终停止，导致大量硝态氮（NO3--N和NO2--N）残留于出水中。此外，碳源不足还会引起反硝化菌与异养菌之间的竞争，导致菌群结构失衡，进一步降低反硝化效果。

 

 

　　高氨氮工业废水成分复杂多变，各种环境因素如pH、温度、溶解氧等都会出现较大波动，严重影响硝化反硝化菌的生长代谢。以制药废水为例，由于生产批次和品种的频繁切换，废水中pH值可在5.0~9.0之间大幅波动。当pH低于6.5或高于8.5时，硝化菌的生长速率显著下降，而pH过高还会导致游离氨（FA）大量积累，进一步抑制硝化过程。类似地，废水温度的骤降也会引起硝化菌活性的急剧下降。当温度从25℃下降至15℃时，硝化速率可下降50%以上。考虑到硝化反应需要消耗大量溶解氧，因此溶解氧也是影响硝化的关键因素。溶解氧质量浓度低于2.0 mg/L时，硝化速率开始受到抑制，而当其进一步降至0.5 mg/L以下时，硝化反应基本停止。与此同时，反硝化菌对环境条件同样敏感。pH低于6.0或高于9.0会显著降低反硝化速率，而温度低于15℃时反硝化效率也会大幅下降。此外，反硝化还需要在严格厌氧条件下进行，溶解氧质量浓度高于0.2 mg/L即会抑制反硝化菌的活性。鉴于高氨氮废水成分的多变性和复杂性，环境因素的频繁波动无疑会对硝化反硝化造成严重冲击，导致脱氮效果大幅下降，进而影响出水水质的稳定达标。

 

 

 

　　针对高氨氮废水冲击负荷大的问题，传统的一次性进水方式已难以满足脱氮工艺的需求。为此，可采用分段进水策略，将原水分为数股并引入不同位置，从而优化氨氮在系统内的分布。具体来说，可先将原水引入至预硝化池，利用硝化菌的自养特性和较强的耐氨性，在较短的水力停留时间内去除部分氨氮，产生硝态氮。随后，出水自流至缺氧段与来自好氧段的硝化液混合，在反硝化菌的作用下将硝态氮还原为氮气。缺氧段出水再次分流，一部分进入好氧段进行硝化，另一部分则与原水汇合后重新进入预硝化池，如此循环往复，使氨氮在系统内得到充分降解。

 

　　需要注意的是，进水分流比例并非一成不变，而是需要根据原水水质和脱氮效果动态调整。当进水氨氮浓度较高时，可适当增大预硝化池的进水比例，以降低后续段的氨氮负荷；反之，则可提高直接进入缺氧段和好氧段的水量，以减少水力停留时间。这种灵活的分段进水方式，不仅可有效缓解高氨氮的冲击影响，还能促进硝化液中残余氨氮的去除，最大限度地发挥脱氮功能。同时，在好氧段设置内循环泵，将未完全硝化的出水回流至缺氧段，既可利用残余氨氮，又可稀释进水浓度，进一步优化反应器内的氨氮分布。内循环比例的确定需综合考虑进水水质、硝化效率等因素，并随运行情况及时调整，以期达到脱氮效果与经济成本的平衡。

 

 

　　为解决碳源不足这一难题，可采用补充外碳源的策略，调节碳氮比至最佳范围。首先，根据原水水质和脱氮目标，确定所需的理论碳氮比。一般而言，完全反硝化需要的碳氮质量比约为4.0~4.5，而同步硝化反硝化工艺则要求碳氮质量比维持在5.0~6.0之间。据此，结合进水氨氮和有机碳浓度，估算外碳源的添加量。常用的外碳源包括甲醇、乙酸钠、葡萄糖等，其选择需兼顾反硝化效果、经济成本和环境风险等因素。以甲醇为例，其能够在短时间内被反硝化菌利用，脱氮效率高，但易挥发且具有一定毒性，需严格控制投加量。相比之下，乙酸钠和葡萄糖则更为安全环保，但价格较高，运行成本相应增加。在实际应用中，可优先考虑来源于工业废水的可再生碳源，如焦化废水中的酚氰等，既经济环保，又能显著提高反硝化效率。需要注意的是，外碳源的投加点位和投加方式也会影响脱氮效果。为充分利用碳源，宜在缺氧段前端补加，使反硝化菌能够在碳源充足的环境中迅速繁殖，从而加快反硝化速率。同时，采用多点投加、间歇投加等方式，可避免碳源在反应器内过早耗尽，维持碳氮比的相对稳定。在投加过程中，还应实时监测碳氮比和脱氮效果，根据反馈信息动态优化投加策略，既满足脱氮需求，又防止碳源过量造成出水有机物超标。

 

 

　　为减轻环境波动的不利影响，可引入实时监测和自适应控制技术，实现关键参数的在线检测和动态调节。首先在硝化池和反硝化池的关键位置安装在线传感器，如pH计、溶解氧仪、温度计等，实时采集各项指标数据。其中，pH控制在7.0~8.0之间最有利于硝化菌的生长，而温度维持在25~30℃之间则可显著提高硝化速率。溶解氧方面，硝化池溶解氧质量浓度宜控制在2.0~3.0 mg/L，既满足硝化需氧量，又防止过曝气导致能耗增加；反硝化池溶解氧质量浓度则应严格控制在0.2 mg/L以下，以维持厌氧环境。这些监测数据通过无线传输模块上传至中央控制系统，经过大数据分析和机器学习算法处理后，形成各项参数的最优控制策略。例如，当pH降至7.0以下时，系统自动启动碱液投加装置，通过调节碱液流量和投加频率，将pH恢复至最佳范围；当温度低于25℃时，则通过调节加热装置的功率和运行时间，维持池内温度的相对稳定。类似地，溶解氧浓度过高时，系统则通过调节鼓风机的频率和动力，降低曝气强度，避免溶解氧超标。此外，各项参数的调控并非孤立进行，而是需要综合考虑其相互影响和协同作用。例如，温度升高会导致溶解氧浓度下降，因此在调高温度的同时，也需相应增加曝气量，以维持溶解氧的稳定，这就需要通过机器学习算法，建立各参数之间的量化关系模型，形成多目标优化控制策略。

 

 

　　本文深入分析了高氨氮废水脱氮过程中存在的主要难点，包括氨氮高负荷冲击、低碳氮比和环境因素波动等，并针对性地提出了一系列控制对策。通过优化分段进水和内循环操作，可有效拉平氨氮在系统内的分布曲线，削弱进水氨氮的冲击负荷；补充外碳源则可显著改善碳氮比，为反硝化创造有利条件；引入实时监测和自适应控制技术，则可减轻环境波动对硝化反硝化菌的抑制作用。未来，随着分子生物学、自动控制等领域的快速发展，生物脱氮技术有望实现更精准、更智能的调控，进一步拓宽其应用范围和前景。

 

 

　　[1]刘星龙.二氯甲烷毒物冲击对活性污泥系统脱氮性能的影响[D].合肥：合肥工业大学，2022.

 

　　[2]邰家芬，管仁户.环境微生物在工业废水净化过程中的作用机制研究[J].皮革制作与环保科技，2024，5（9）：172-174.

 

　　[3]李明智，王晓敏，王震，等.皮革废水原位强化生物脱氮工程示范研究[J].工业水处理，2018，38（12）：105-108.

 

　　[4]程盼，迟媛媛，刘青，等.生物脱氮技术在处理氨氮废水的最新研究进展[J].广东化工，2016，43（3）：84-85.

 

　　[5]董磊，张欣，陈银广，等.高氮废水生物脱氮的碱度平衡计算案例[J].净水技术，2020，39（6）：129-131.