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污水处理过程中出水氨氮超标 怎么办？
来源：MG不朽情缘环保 发布时间：2023-05-06
氨氮超标是污水处理中常见异常情况之一 ，当出水氨氮发生异常时 ，可通过对系统耗氧速率、碱度消耗等硝化影响因素的分析 ，可较为便捷、准确的判断硝化效果的发展趋势。同时 ，采取切实有效的控制措施 ，可缩短硝化系统的恢复时间。
一、氨氮异常时工艺数据的变化
在运行稳定的情况下 ，出水氨氮往往能保持较低的水平 ，但硝化菌一旦受损 ，出水氨氮浓度短期内将迅速上升。出水数据监测往往受监测频次、监测速度等影响 ，数据结果反馈滞后。借助硝化效果短期内急剧变化的特点 ，分析各项表征硝化影响因素的工艺数据 ，以此判断系统的健康度 ，进而及时采取相关补救措施。
1、氧浓度变化判断耗氧速率快慢 在忽略细菌自身同化作用的条件下 ，硝化过程分两步进行：氨氮在亚硝化菌的作用下被氧化成亚硝酸盐氮 ，亚硝酸盐氮在硝化菌的作用下被氧化成硝酸盐氮。根据硝化反应公式每去除1g NH4+-N需消耗4.57g O2。利用上述结论 ，王建龙等人通过测量OUR表征硝化活性来了解反应器中的硝化状态。在曝气量固定 ，进水负荷变化不大的情况下 ，硝化是否完全直接影响生化池内溶解氧浓度的高低 ，因此发现出水氨氮异常时 ，操作人员需充分利用中控系统好氧池实时DO曲线的变化规律 ，根据氧消耗情况来判断硝化效果 ，短期内DO曲线呈明显上升趋势的需积极采取措施 ，防止系统的进一步恶化。
2、出水pH变化碱度消耗快慢 生物在硝化反应进行中伴随大量H+ ，消除水中的碱度。每1g氨被氧化需消耗7.14g碱度(以CaCO3计)。反之 ，随着硝化效果的减弱 ，碱度的消耗会有所下降。因此可以通过对出水在线pH的变化情况判断硝化池的硝化效果。在线pH计 ，数据准确可靠 ，实时反馈 ，在实际运行中尤为有效。
二、氨氮超标常见原因
导致出水氨氮超标的原因涉及许多方面 ，主要有：
1、温度
硝化细菌对温度的变化也很敏感。在5~35℃的范围内 ，硝化细菌能进行正常的生理代谢活动 ，并随温度的升高 ，生物活性增大。在30℃左右 ，其生物活性增至*大 ，而在低于5℃时 ，其生理活动趋于停止。在生物硝化系统的运行管理中 ，当污水温度在16℃之上时 ，采用8~10d的泥龄即可；但当温度低于10℃时 ，应将泥龄SRT增至12~20d。
2、污泥负荷F/M
生物硝化属低负荷工艺 ，F/M一般都在0.15 kgBOD/(kgMLVSS·d)以下。负荷越低 ，硝化进行得越充分 ，NH3-N向NO3—-N转化的效率就越高。有时为了使出水NH3-N非常低 ，甚至采用F/M为0.05kgBOD/(kgMLVSS·d)的超低负荷。
3、泥龄SRT
与低负荷相对应 ，生物硝化系统的泥龄SRT一般较长 ，这主要是因为硝化细菌增殖速度较慢 ，世代期长 ，如果不保证足够长的SRT ，硝化细菌就培养不起来 ，也就得不到硝化效果。实际运行中 ，SRT控制在多少 ，取决于温度等因素。但一般情况下 ，要得到理想的硝化效果 ，SRT至少应在15d以上。
4、水力停留时间HRT
生物硝化系统曝气池的水力停留时间Ta一般也较传统活性污泥工艺长 ，至少应在8h之上。这主要是因为硝化速率较有机污染物的去除速率低得多 ，因而需要更长的反应时间。
5、溶解氧DO
硝化工艺混合液的DO应控制在2.0 mg/L ，一般在2.0~3.0 mg/L之间。当DO小于2.0 mg/L时 ，硝化将受到抑制；当DO小于1.0 mg/L时 ，硝化将受到完全抑制并趋于停止。生物硝化系统需维持高浓度DO ，其原因是多方面的。*先 ，硝化细菌为专性好氧菌 ，无氧时即停止生命活动 ，不像分解有机物的细菌那样 ，大多数为兼性菌。其次 ，硝化细菌的摄氧速率较分解有机物的细菌低得多 ，如果不保持充足的氧量 ，硝化细菌将“争夺”不到所需要的氧。另外 ，绝大多数硝化细菌包埋在污泥絮体内 ，只有保持混合液中较高的溶解氧浓度 ，才能将溶解“挤入”絮体内 ，便于硝化菌摄取。
一般情况下 ，将每克NH3-N转化成NO3-N约需氧4.57g ，对于典型的城市污水 ，生物硝化系统的实际供氧量一般较传统活性污泥工艺高50%以上 ，具体取决于进水中的TKN浓度。
6、pH和碱度
硝化细菌对pH反应很敏感 ，在PH为8~9的范围内 ，其生物活性*强 ，当PH＜6.0或＞9.6时 ，硝化菌的生物活性将受到抑制并趋于停止。在生物硝化系统中 ，应尽量控制混合液的pH大于7.0 ，当pH＜7.0时 ，硝化速率将明显下降。当pH＜6.5时 ，则必须向污水中加碱。
混合液pH下降的原因可能有两个 ，一是进水中有强酸排入 ，导致入流污水pH降低 ，因而混合液的pH也随之降低。如果无强酸排入 ，正常的城市污水应该是偏碱性的 ，即pH一般都大于7.0 ，此时混合液的pH则主要取决于入流污水中碱度的大小。由硝化反应方程可看出 ，随着NH3-N被转化成NO3-N ，会产生出部分矿化酸度H＋ ，这部分酸度将消耗部分碱度 ，每克NH3-N转化为NO3-N约消耗7.14g碱度(以CaCO3计)。因而当污水中的碱度不足而TKN负荷又较高时 ，便会耗尽污水中的碱度 ，使混合液pH降低至7.0以下 ，使硝化速率降低或受到抑制。
7、有毒物质
某些重金属离子、络合阴离子、氰化物以及一些有机物质会干扰或破坏硝化细菌的正常生理活动。当这些物质在污水中的浓度较高 ，便会抑制生物硝化的正常运行。例如 ，当铅离子大于0.5mg/L、酚大于5.6mg/L、硫脲大于0.076mg/L时 ，硝化均会受到抑制。有趣的是 ，当NH3-N浓度大于200mg/L时 ，也会对硝化过程产生抑制 ，但城市污水中一般不会有如此高的NH3-N浓度。
三、氨氮异常的控制措施
若主体生化处理单元 ，若出现 NH4-N有上升态势 ，针对不同的原因 ，可选择如下应急措施防止水质的进一步恶化。
1、减小进水氨氮负荷
减少进水氨氮负荷 ，一是降低进水氨氮浓度 ，二是减少进水水量。对于接纳部分工业废水的污水厂来说 ，容易受氨氮(或有机氮)的冲击 ，因此在线仪显示有高浓度氨氮进入时需及时启用应急调节池 ，同时加大对排污企业的抽样监测力度 ，从源头控制进水氨氮浓度。减少进水水量是促进硝化菌恢复的强有效手段 ，但实际运行中 ，受调节池停留时间、外部管网外溢风险等制约 ，仅可实施几小时。平日需积累各泵站输送规律 ，合理调度争取减负时间。
2、维持硝化必须的碱度量
氨氮的氧化过程消耗碱度 ，pH值下降 ，从而影响硝化的正常进行 ，因此溶液中必须有充足的碱度才能保证硝化的顺利进行。实验研究表明 ，当ALK/N<8.85时 ，碱度将影响硝化过程的进行 ，碱度增加 ，硝化速率增大。但当ALK/N≥9.19(碱度过量30)以后 ，继续增加碱度 ，硝化速率增加甚微 ，甚至会有所下降。过高的碱度会产生较高的pH值 ，反而会抑制硝化的进行。故控制ALK/N在8-10较为合理。在实际工程中 ，可向硝化池内投加溶解完成的碳酸钠以提高碱度。
3、合理控制氧浓度
氨氮氧化需要消耗溶解氧 ，但氧浓度并非越高越好。由氧气在水中的传质方程可知 ，液相主体中的DO浓度越高 ，氧的传质效率越低。综合考虑氧在水中的传质效率和微生物的硝化活性 ，调控好氧段的DO在2.5mg/L左右可以在不浪费能量的情况下*大限度地提高对氨氮的去除效率。
4、其它工艺上的微调
①减少排泥量。一是因为硝化菌世代周期长 ，较长的SRT有利于硝化菌的生长;二是硝化效果降低时 ，大量的硝化菌被流失 ，排泥会加速硝化菌的流失。
②增加内、外回流。前者是为系统提供更长的好氧时间 ，有利于硝化菌的生长。后者一方面可维持生化单元相对较高的污泥浓度 ，提高系统的抗冲击能力;另一方面可降低进入氧化沟的氨氮浓度 ，进而减少高浓度氨氮或游离氨对硝化菌的抑制作用。
③加大取样化验分析频次 ， 检验所采取的应急措施对出水水质的改善效果 ， 否则应更换其他方法或多种方法联用 ，尽量缩短处理系统的恢复时间。
参考资料：
[1]陈焕军. "市政污水处理厂出水氨氮超标问题分析及对策." 建筑工程技术与设计 000.008(2015):1256-1256.[2]环保工程师. “污水处理 N（氮）P（磷）超标的原因分析及控制方法”
一、氨氮异常时工艺数据的变化
在运行稳定的情况下 ，出水氨氮往往能保持较低的水平 ，但硝化菌一旦受损 ，出水氨氮浓度短期内将迅速上升。出水数据监测往往受监测频次、监测速度等影响 ，数据结果反馈滞后。借助硝化效果短期内急剧变化的特点 ，分析各项表征硝化影响因素的工艺数据 ，以此判断系统的健康度 ，进而及时采取相关补救措施。
1、氧浓度变化判断耗氧速率快慢 在忽略细菌自身同化作用的条件下 ，硝化过程分两步进行：氨氮在亚硝化菌的作用下被氧化成亚硝酸盐氮 ，亚硝酸盐氮在硝化菌的作用下被氧化成硝酸盐氮。根据硝化反应公式每去除1g NH4+-N需消耗4.57g O2。利用上述结论 ，王建龙等人通过测量OUR表征硝化活性来了解反应器中的硝化状态。在曝气量固定 ，进水负荷变化不大的情况下 ，硝化是否完全直接影响生化池内溶解氧浓度的高低 ，因此发现出水氨氮异常时 ，操作人员需充分利用中控系统好氧池实时DO曲线的变化规律 ，根据氧消耗情况来判断硝化效果 ，短期内DO曲线呈明显上升趋势的需积极采取措施 ，防止系统的进一步恶化。
2、出水pH变化碱度消耗快慢 生物在硝化反应进行中伴随大量H+ ，消除水中的碱度。每1g氨被氧化需消耗7.14g碱度(以CaCO3计)。反之 ，随着硝化效果的减弱 ，碱度的消耗会有所下降。因此可以通过对出水在线pH的变化情况判断硝化池的硝化效果。在线pH计 ，数据准确可靠 ，实时反馈 ，在实际运行中尤为有效。
二、氨氮超标常见原因
导致出水氨氮超标的原因涉及许多方面 ，主要有：
1、温度
硝化细菌对温度的变化也很敏感。在5~35℃的范围内 ，硝化细菌能进行正常的生理代谢活动 ，并随温度的升高 ，生物活性增大。在30℃左右 ，其生物活性增至*大 ，而在低于5℃时 ，其生理活动趋于停止。在生物硝化系统的运行管理中 ，当污水温度在16℃之上时 ，采用8~10d的泥龄即可；但当温度低于10℃时 ，应将泥龄SRT增至12~20d。
2、污泥负荷F/M
生物硝化属低负荷工艺 ，F/M一般都在0.15 kgBOD/(kgMLVSS·d)以下。负荷越低 ，硝化进行得越充分 ，NH3-N向NO3—-N转化的效率就越高。有时为了使出水NH3-N非常低 ，甚至采用F/M为0.05kgBOD/(kgMLVSS·d)的超低负荷。
3、泥龄SRT
与低负荷相对应 ，生物硝化系统的泥龄SRT一般较长 ，这主要是因为硝化细菌增殖速度较慢 ，世代期长 ，如果不保证足够长的SRT ，硝化细菌就培养不起来 ，也就得不到硝化效果。实际运行中 ，SRT控制在多少 ，取决于温度等因素。但一般情况下 ，要得到理想的硝化效果 ，SRT至少应在15d以上。
4、水力停留时间HRT
生物硝化系统曝气池的水力停留时间Ta一般也较传统活性污泥工艺长 ，至少应在8h之上。这主要是因为硝化速率较有机污染物的去除速率低得多 ，因而需要更长的反应时间。
5、溶解氧DO
硝化工艺混合液的DO应控制在2.0 mg/L ，一般在2.0~3.0 mg/L之间。当DO小于2.0 mg/L时 ，硝化将受到抑制；当DO小于1.0 mg/L时 ，硝化将受到完全抑制并趋于停止。生物硝化系统需维持高浓度DO ，其原因是多方面的。*先 ，硝化细菌为专性好氧菌 ，无氧时即停止生命活动 ，不像分解有机物的细菌那样 ，大多数为兼性菌。其次 ，硝化细菌的摄氧速率较分解有机物的细菌低得多 ，如果不保持充足的氧量 ，硝化细菌将“争夺”不到所需要的氧。另外 ，绝大多数硝化细菌包埋在污泥絮体内 ，只有保持混合液中较高的溶解氧浓度 ，才能将溶解“挤入”絮体内 ，便于硝化菌摄取。
一般情况下 ，将每克NH3-N转化成NO3-N约需氧4.57g ，对于典型的城市污水 ，生物硝化系统的实际供氧量一般较传统活性污泥工艺高50%以上 ，具体取决于进水中的TKN浓度。
6、pH和碱度
硝化细菌对pH反应很敏感 ，在PH为8~9的范围内 ，其生物活性*强 ，当PH＜6.0或＞9.6时 ，硝化菌的生物活性将受到抑制并趋于停止。在生物硝化系统中 ，应尽量控制混合液的pH大于7.0 ，当pH＜7.0时 ，硝化速率将明显下降。当pH＜6.5时 ，则必须向污水中加碱。
混合液pH下降的原因可能有两个 ，一是进水中有强酸排入 ，导致入流污水pH降低 ，因而混合液的pH也随之降低。如果无强酸排入 ，正常的城市污水应该是偏碱性的 ，即pH一般都大于7.0 ，此时混合液的pH则主要取决于入流污水中碱度的大小。由硝化反应方程可看出 ，随着NH3-N被转化成NO3-N ，会产生出部分矿化酸度H＋ ，这部分酸度将消耗部分碱度 ，每克NH3-N转化为NO3-N约消耗7.14g碱度(以CaCO3计)。因而当污水中的碱度不足而TKN负荷又较高时 ，便会耗尽污水中的碱度 ，使混合液pH降低至7.0以下 ，使硝化速率降低或受到抑制。
7、有毒物质
某些重金属离子、络合阴离子、氰化物以及一些有机物质会干扰或破坏硝化细菌的正常生理活动。当这些物质在污水中的浓度较高 ，便会抑制生物硝化的正常运行。例如 ，当铅离子大于0.5mg/L、酚大于5.6mg/L、硫脲大于0.076mg/L时 ，硝化均会受到抑制。有趣的是 ，当NH3-N浓度大于200mg/L时 ，也会对硝化过程产生抑制 ，但城市污水中一般不会有如此高的NH3-N浓度。
三、氨氮异常的控制措施
若主体生化处理单元 ，若出现 NH4-N有上升态势 ，针对不同的原因 ，可选择如下应急措施防止水质的进一步恶化。
1、减小进水氨氮负荷
减少进水氨氮负荷 ，一是降低进水氨氮浓度 ，二是减少进水水量。对于接纳部分工业废水的污水厂来说 ，容易受氨氮(或有机氮)的冲击 ，因此在线仪显示有高浓度氨氮进入时需及时启用应急调节池 ，同时加大对排污企业的抽样监测力度 ，从源头控制进水氨氮浓度。减少进水水量是促进硝化菌恢复的强有效手段 ，但实际运行中 ，受调节池停留时间、外部管网外溢风险等制约 ，仅可实施几小时。平日需积累各泵站输送规律 ，合理调度争取减负时间。
2、维持硝化必须的碱度量
氨氮的氧化过程消耗碱度 ，pH值下降 ，从而影响硝化的正常进行 ，因此溶液中必须有充足的碱度才能保证硝化的顺利进行。实验研究表明 ，当ALK/N<8.85时 ，碱度将影响硝化过程的进行 ，碱度增加 ，硝化速率增大。但当ALK/N≥9.19(碱度过量30)以后 ，继续增加碱度 ，硝化速率增加甚微 ，甚至会有所下降。过高的碱度会产生较高的pH值 ，反而会抑制硝化的进行。故控制ALK/N在8-10较为合理。在实际工程中 ，可向硝化池内投加溶解完成的碳酸钠以提高碱度。
3、合理控制氧浓度
氨氮氧化需要消耗溶解氧 ，但氧浓度并非越高越好。由氧气在水中的传质方程可知 ，液相主体中的DO浓度越高 ，氧的传质效率越低。综合考虑氧在水中的传质效率和微生物的硝化活性 ，调控好氧段的DO在2.5mg/L左右可以在不浪费能量的情况下*大限度地提高对氨氮的去除效率。
4、其它工艺上的微调
①减少排泥量。一是因为硝化菌世代周期长 ，较长的SRT有利于硝化菌的生长;二是硝化效果降低时 ，大量的硝化菌被流失 ，排泥会加速硝化菌的流失。
②增加内、外回流。前者是为系统提供更长的好氧时间 ，有利于硝化菌的生长。后者一方面可维持生化单元相对较高的污泥浓度 ，提高系统的抗冲击能力;另一方面可降低进入氧化沟的氨氮浓度 ，进而减少高浓度氨氮或游离氨对硝化菌的抑制作用。
③加大取样化验分析频次 ， 检验所采取的应急措施对出水水质的改善效果 ， 否则应更换其他方法或多种方法联用 ，尽量缩短处理系统的恢复时间。
参考资料：
[1]陈焕军. "市政污水处理厂出水氨氮超标问题分析及对策." 建筑工程技术与设计 000.008(2015):1256-1256.[2]环保工程师. “污水处理 N（氮）P（磷）超标的原因分析及控制方法”
