直接投加Fe离子提高活性污泥内硝化功能微生物活性的方法

摘要

本发明提供一种直接投加Fe离子提高活性污泥内硝化功能微生物活性的方法，包括硝化功能微生物的培养阶段和长期运行活性保持阶段，在污水生物脱氮系统中，将Fe

说明书

技术领域

本发明涉及一种提高用于污水生物脱氮处理的活性污泥内硝化微生物在低温条件下的硝化能力的方法，属于污水处理技术领域。

背景技术

活性污泥法是一种污水的生物处理方法，是通过活性污泥内的微生物去除污水中的有机物，同时协同去除一部分磷素和氮素。传统的活性污泥污水生物处理系统是由曝气池（好氧池）、沉淀池、污泥回流系统和剩余污泥排除系统组成，在人工充氧条件下，对处理系统内各种微生物群体进行连续混合培养，形成活性污泥，利用活性污泥中的微生物凝聚、吸附和氧化作用，以分解去除污水中的有机污染物。然后使污泥与水分离，大部分污泥再回流到曝气池形成混合液（活性污泥混合液），多余部分则排出活性污泥系统。  

活性污泥污水生物脱氮技术是在传统活性污泥法基础上发展而来的一种污水生物脱氮处理方法，其生物脱氮包括氨化作用、硝化作用和反硝化作用等氮的转化过程。废水中的有机氮在氨化细菌的作用下通过氨化反应转化为氨氮，与废水中原有的氨氮一起，在供氧充足及其它合适条件下，在硝化微生物作用下通过硝化反应被氧化成硝态氮（亚硝酸盐和硝酸盐），硝态氮在无氧条件下可在反硝化微生物作用下通过反硝化反应转化为对人体无害的分子态氮气。因此，通过上述反应过程将污水中各种形态的氮转化为氮气并排入大气中，也是目前生物脱氮的主要目的和途径。

污水生物脱氮系统如图1所示，由初沉池、缺氧池、好氧池、二沉池、混合液内循环系统、污泥回流系统等组成。污水先由初沉池沉淀，初步沉淀的污泥由初沉池的底部排放。缺氧池内一般需要采用机械搅拌方式保持活性污泥混合液的混合状态，好氧池内一般采用机械或鼓风曝气方式保证为活性污泥微生物提供足够的氧。根据工艺运行方式变化，可以通过混合液内循环系统将硝酸盐回流到缺氧池，也可以通过污泥回流系统将硝酸盐回流到缺氧池；缺氧池内通过反硝化微生物将硝酸盐还原为氮气或气态氮氧化物实现生物脱氮；好氧池内发生有机物氧化反应与氮的硝化反应。处理后的污水由二沉池上部排出，多余污泥由二沉池底部回流或排出。

在上述反应过程中，氨化过程是由自然界广泛存在的具有分解蛋白质及其含氮衍生物能力的细菌、真菌和放线菌来完成的，通常其不会成为影响污水生物脱氮的限制性过程；反硝化过程亦由异养性反硝化微生物完成的，反硝化微生物属兼性菌，其在无氧而有硝酸盐存在的条件下，利用硝酸盐和亚硝酸盐中的N⁵⁺和N³⁺作为能量代谢中的电子受体，以有机物作为碳源和电子供体将硝态氮还原为氮气。虽然反硝化过程作为一复杂的生物化学反应过程，其受反应温度、pH值、溶解氧、抑制物质以及可利用碳源的影响。一般来说，只要可利用碳源充足，反硝化过程也不会成为影响污水生物脱氮的限制性过程。然而对于硝化过程而言，其由两组化能自养型好氧微生物通过两个过程来完成的，第一步由亚硝酸菌将氨氮转化为亚硝酸盐，第二步硝酸菌将亚硝酸盐转化为硝酸盐。通常将亚硝酸菌与硝酸菌统称为硝化微生物（或硝化细菌），其属专性好氧菌，利用无机化合物如CO₃^2-、HCO₃^-和CO₂作碳源，从氧化NH₄⁺或NO₂^-的过程中获得能量完成新陈代谢反应。由于与异样微生物相比，硝化细菌的比增长速率小，产率低，使硝化细菌在活性污泥中所占的比例很小（约为5%）。因此，硝化过程受碱度与pH值、抑制物质、基质（氨氮与溶解氧）、有机负荷、反应温度等因素影响较大。在上述影响因素中，反应温度一般为大规模污水处理过程的不可控条件，但对于参与硝化反应的微生物而言，亚硝酸菌最佳生长温度为35℃，硝酸菌的最佳生长温度为35～42℃，反应温度的降低不但导致硝化细菌的比增长速率的下降，同时更大程度上导致硝化细菌活性的大幅度降低，硝化活性的降低直接导致处理系统硝化能力与效率的下降甚至完全破坏。因此，硝化过程是影响污水生物脱氮能力的限制性过程，而反应温度对硝化微生物活性的影响，特别是低温（小于12℃）条件的硝化问题已成为污水生物脱氮的限制性瓶颈问题。

因此，对污水生物脱氮技术而言，不仅存在脱氮运行稳定性问题，而且低温对硝化微生物活性影响问题目前尚无较好的解决办法，其也成为制约污水生物脱氮技术发展的瓶颈问题。

发明内容

本发明针对低温条件对硝化功能微生物活性影响的问题，提供一种直接投加Fe离子（Fe³⁺或Fe²⁺）提高活性污泥内硝化功能微生物活性的方法，该方法能够有效解决现有污水生物脱氮系统存在的运行稳定性较差以及低温对硝化功能微生物活性影响问题，提高硝化功能微生物生化反应活性，提高生物脱氮系统抗低温影响能力。

本发明的直接投加Fe离子提高活性污泥内硝化功能微生物活性的方法，包括硝化功能微生物的培养阶段和硝化功能微生物的长期运行活性保持阶段，具体实现过程如下：

（1）硝化功能微生物培养阶段：

在硝化功能微生物已经处于稳定运行状态或硝化功能微生物具有正常硝化功能的污水生物脱氮系统中，将Fe²⁺或Fe³⁺的铁盐化学药剂（如浓度为10%～20%FeCl₂或FeSO₄或浓度为5%～15%的FeCl₃）直接投加到生物脱氮系统好氧池的活性污泥混合液中，投加量控制在活性污泥混合液含有Fe³⁺或Fe²⁺量为3mg/g·MLVSS· d～5mg/g·MLVSS· d，投加点根据好氧池反应型式而异，对于完全混合式好氧池，铁盐化学药剂直接投加到生物脱氮系统好氧池的中央部位，对于推流式好氧池，铁盐化学药剂直接投加到生物脱氮系统好氧池廊道的中前段，即按照理论水力停留时间计的活性污泥流经好氧池的时间段为1.5小时～2.5小时之间的廊道内，同时投加碱性物质（如浓度为2%～5%的Na₂CO₃或NaHCO₃），碱性物质投加量保证好氧池内流出的活性污泥混合液碱度以 C_aCO₃计不小于75mg/L（没有上限限制，但碱性物质投加量大会导致运行费用过高），并利用好氧池内的曝气混合作用实现铁盐化学药剂与活性污泥的快速混合，碱性物质的作用是通过中和铁盐化学药剂酸性物质，避免铁盐化学药剂含有的酸性物质对活性污泥微生物的损伤影响，投加的铁盐化学药剂与碱性物质发生化学反应，最终生成Fe(OH)₃，投加的铁盐化学药剂与碱性物质总量最终控制在使活性污泥混合液中含Fe量达到30～50mgFe/g·MLVSS；在培养过程中保持污水生物脱氮系统原有进水负荷条件不变，逐渐延长活性污泥泥龄，使达到满足正常硝化负荷条件的设计泥龄的1～2倍，该培养过程所需时间为10～20天；

（2）硝化功能微生物培养阶段结束后进入硝化功能微生物的长期运行活性保持阶段，随着微生物絮体与化学絮体（指生成的Fe(OH)₃）结合体的形成与稳定，逐渐减少Fe³⁺或Fe²⁺的铁盐化学药剂的投加量，投加的Fe³⁺或Fe²⁺的铁盐化学药剂仅用于补充Fe³⁺或Fe²⁺的流失量，污水生物脱氮系统中每处理一升污水Fe³⁺或Fe²⁺的补充投加量为1mg -2mg，该投加量仅作为随剩余污泥排放流失Fe³⁺或Fe²的补充，具体投加量按照剩余污泥排放导致的污水生物脱氮系统内Fe³⁺或Fe²流失量计算，Fe³⁺或Fe²⁺化学药剂投加点与培养阶段一致；此阶段铁离子介入具有脱氮功能的活性污泥微生物代谢过程，强化铁离子参与电子传递作用与酶促反应激活剂作用，能够有效提高微生物的生化反应代谢活性，而且对细菌繁殖和酶的分泌有着促进作用，由此形成具有较高生物代谢活性的硝化功能活性污泥。

本发明利用铁元素与活性污泥微生物通过化学与生物化学的结合作用，强化铁元素在硝化细菌细胞内的电子传递作用与酶促激化剂作用，能够有效提高硝化微生物的生化反应代谢活性，促进硝化功能微生物的繁殖与微生物细胞内酶的分泌，同时避免过量铁元素对微生物的毒害影响，由此形成了具有较高生物代谢活性的硝化功能活性污泥。本发明解决了具有高活性硝化功能微生物的培养问题和具有高活性硝化功能微生物的稳定运行问题，实现了铁元素与活性污泥的快速结合，并利用铁元素在硝化功能微生物细胞内的电子传递作用与酶促反应激化剂作用，使硝化功能微生物长期保持高活性。

本发明提高了污水生物脱氮技术的适用性，解决了污水生物脱氮系统存在的瓶颈问题，系统抗低温能力得到明显增强，在反应温度低于10℃条件下，硝化效率可以保持70%以上，脱氮效率达到85%以上。由于仅采用在生物脱氮系统好氧反应过程中直接投药少量的Fe³⁺或Fe²⁺，取代了为解决硝化问题而投加各种生物载体或人工培养的硝化微生物，不仅加药方式简单可靠，管理方便，而且投资与运行成本低，特别适于城镇污水与具有类似水质条件的工业废水的脱氮处理以及有毒有害、难降解工业废水的生物处理的应用。适合于新建污水脱氮系统硝化功能的强化与现有实际生产系统的升级改造，对解决污水生物脱氮运行稳定性与低温硝化瓶颈问题具有实际意义。

附图说明

图1是污水生物脱氮系统的结构示意图。

具体实施方式

本发明通过在污水生物脱氮系统设施外设置相应的加药系统（参见图1），将一定量的铁盐化学药剂直接投加到好氧池内，通过铁盐化学絮体与活性污泥微生物絮体的结合，强化铁离子参与电子传递作用与酶促反应激活剂作用，不仅有效提高微生物的生化反应代谢活性，而且改进与强化了活性污泥的絮体结构，形成了具有较高反应活性与絮体稳定性的硝化功能活性污泥，最终活性污泥混合液在二沉池内进行泥水分离，分离后活性污泥上清液进行进一步处理或排放。

本发明的方法包括硝化功能微生物的培养阶段和硝化功能微生物的长期运行活性保持阶段。

硝化功能微生物培养阶段的具体实现过程如下：

对于污水生物脱氮系统而言，首先保证系统内硝化功能微生物处于稳定运行状态，或经过连续培养保证系统内硝化功能微生物具有正常的硝化功能，在此基础上，进行高活性硝化功能活性污泥的培养。将一定浓度的Fe²⁺或Fe³⁺的铁盐化学药剂（如浓度为10%～20%FeCl₂或FeSO₄或浓度为5%～15%的FeCl₃）直接投加到生物脱氮系统好氧池的活性污泥混合液中，投加量控制在活性污泥混合液含有Fe³⁺或Fe²⁺量为3mg/g·MLVSS· d～5mg/g·MLVSS· d，投加点根据好氧池反应型式而异，对于完全混合式好氧池，铁盐化学药剂直接投加到生物脱氮系统好氧池的中央部位，对于推流式好氧池，铁盐化学药剂直接投加到生物脱氮系统好氧池廊道的中前段，即按照理论水力停留时间计的活性污泥流经好氧池的时间段为1.5h～2.5h之间的廊道内，同时投加一定浓度的碱性物质（如浓度为2%～5%的Na₂CO₃或NaHCO₃），碱性物质投加量保证好氧池内流出的活性污泥混合液碱度以 C_aCO₃计不小于75mg/L（没有上限限制，但碱性物质投加量大导致运行费用过高），并利用好氧池内的曝气混合作用实现铁盐化学药剂与活性污泥的快速混合，碱性物质的作用是通过中和铁盐化学药剂酸性物质，避免铁盐化学药剂含有的酸性物质对活性污泥微生物的损伤影响，投加的铁盐化学药剂与碱性物质发生化学反应，最终生成Fe(OH)₃，投加的铁盐化学药剂与碱性物质总量最终控制在使活性污泥混合液中含Fe量达到30～50mgFe/g·MLVSS；在培养过程中保持污水生物脱氮系统原有进水负荷条件不变，逐渐延长活性污泥泥龄，使达到满足正常硝化负荷条件的设计泥龄的1～2倍，该培养过程所需时间为10～20天；

投加的Fe²⁺或Fe³⁺的铁盐化学药剂与碱性物质发生如下化学反应：

4Fe²⁺ + O₂ + 2H₂O = 4Fe³⁺ + 4OH^-   ，                       

2Fe³⁺+ 3CO₃^2－+3H₂O→2Fe(OH)₃+3 CO₂↑，       

Fe³⁺+ 3HCO₃^－→Fe(OH)₃+3CO₂↑，                  

在完成硝化功能微生物的培养阶段后，进入硝化功能微生物的长期运行活性保持阶段。随着微生物絮体与化学絮体（指生成的Fe(OH)₃）结合体的形成与稳定，逐渐减少Fe²⁺或Fe³⁺的铁盐化学药剂（如FeCl₂、FeSO₄ 、FeCl₃）的投加量，其投加点与培养阶段一致，铁盐化学药剂（FeCl₂、FeSO₄ 、FeCl₃）投加量按照剩余污泥排放导致的系统铁盐流失量计算，通常污水生物脱氮系统中每处理一升污水Fe³⁺或Fe²⁺的补充投加量为1mg -2mg，在此条件下，铁离子主要通过各种途径被微生物吸收利用，由于铁是污水处理微生物生物氧化酶系中细胞色素的重要组成部分，其在生物氧化过程中起着电子传递作用，同时铁又是各种辅酶的重要组成元素，其又起到酶促反应激活剂作用，因此，此阶段铁离子介入具有脱氮功能的活性污泥微生物代谢过程，强化铁离子参与电子传递作用与酶促反应激活剂作用，其不仅可以有效提高微生物的生化反应代谢活性，而且对细菌繁殖和酶的分泌有着一定的促进作用，由此形成了具有较高生物代谢活性的硝化功能活性污泥。

对于污水生物脱氮而言，上述作用与影响是巨大的，首先在人工调控下铁离子介入具有脱氮功能的活性污泥微生物代谢过程，强化铁离子参与电子传递作用与酶促反应激活剂作用，其不仅有效提高微生物的生化反应代谢活性，而且其改进与强化了活性污泥的絮体结构，形成了具有较高反应活性与絮体稳定性的新型活性污泥；其次，铁盐是一种很好的混凝剂，Fe²⁺或Fe³⁺在水解过程中，随系统pH值（碱度）的变化，可以生成电荷不同的络合阳离子或络合阴离子。其中多核羟基络合物中羟基(OH)的架桥作用，可以生成聚合度为2～900的无机高分子物质，其不仅可以起到强化活性污泥的吸附作用，而且其能与多种金属的氢氧化物发生共沉作用，去除对某些酶产生抑制影响的重金属，起到对屏蔽生物反应酶抑制剂的作用，进一步强化活性污泥的生化反应活性。

投加铁离子强化后的生物脱氮系统的主要工艺设计参数如下表：

通过本发明的实施，可以达到如下污水处理效果：

1．在较低的铁盐投加量下（1～2mgFe/L)，系统抗低温能力得到明显增强，在反应温度低于10℃条件下，系统硝化效率可以保持70%以上，系统脱氮效率达到85%以上；

2．系统处理负荷显著提高，容积负荷率较传统生物脱氮系统增加1倍。

3．具有系统启动快，加药方式简单，投药量低、运行经济可靠；

4．系统抗冲击负荷能力与运行稳定性提高；

5．剩余污泥量少（降低20～30%），降低污泥处理负荷与费用。

实验和实践中的结果显示，本发明的应用效果实现了本发明的目的，收到了理想的技术效果。