高氨氮处理论文

高氨氮处理论文（共9篇）

高氨氮处理论文 篇1

摘要：随着经济不断发展, 环境污染程度越来越重, 特别是化工企业的污水处理技术受到了国家的高度重视。现代发展中, 环保与节能政策的实施, 使高氨氮污水处理技术水平得到有效提升, 对于促进经济可持续发展起到重要作用。本文就污水处理工艺技术进行概述, 对高氨氮污水处理技术的工作原理、流程等进行分析和探讨, 并根据分析得出相关结论, 以不断提高高氨氮污水处理效率。

关键词：高氨氮,污水,处理技术,流程,可持续发展

近年来, 人们的环保与节能意识得到不断增强, 给人们生活水平不断提升提供一定保障。对高氨氮污水处理技术的应用进行分析, 可以更全面的了解高氨氮污水的处理流程, 从而达到预期处理效果。

一、污水处理工艺技术概述

在我国大型化工企业中, 污水中氨氮的浓度可达到每升五千毫克和每升八千五百毫克之间, 并且, 悬浮物的含量可以达到每升六千毫克左右, 属于较高危害性的污水, 因此, 必须采取有效处理技术, 才能确保生态环境不会遭受巨大破坏。一般情况下, 污水处理工艺技术是将污水中含有的氨氮和悬浮物去除, 以达到国家规定的污水排放标准。目前, 采用较多的污水处理技术是利用盐酸将污水中的物质吸出, 通过多次应用发现, 这种处理工艺会产生很多问题, 从而影响处理装置的稳定性和使用效果。在多次讨论后相关人员推出了硫酸吸收处理工艺, 利用硫酸的稳定性特征, 通过有效调节污水的酸碱值来保持装置的运行平衡, 从而达到处理污水中氨氮和悬浮物的目的。在经过实践应用后, 这种高氨氮污水处理技术在催化剂生产厂家的生产过程中得到了推广, 具有一定可行性。

二、高氨氮污水处理技术的工作原理

一般采用硫酸洗手法来处理高氨氮污水, 主要的结构包括洗涤塔、汽提塔、风机和相关设备等, 以保证整个处理过程的稳定和可靠。在进行实践应用时, 污水的p H值会发生一定变化, 因此, 严格控制污水的p H值, 对于提高高氨氮污水处理效果具有重要影响。经过多次试验总结处理的工作原理是:将含有大量高氨氮的污水的p H值调节到12, 然后对污水进行加热处理, 当温度达到一定值后, 污水中的NH4会不断向外释放, 并同污水一起从汽提塔流入到塔内, 与此同时, 风机会将可循环使用的、经过净化的空气推动到汽提塔的下部, 并进入到塔内, 接着汽提塔内会形成逆向的对流, 气体和液体在塔内会发生一定反应, 最终污水中的氨氮会被可循环使用、经过净化的空气吹脱, 从而将进入塔底的污水中的氨氮大量去除, 达到除去污水中高氨氮的目的。

根据p H值的变化图和相关数据来看, p H值在11后可以达到很好的处理效果。当含有大量氨氮的可循环使用的空气有洗涤塔的下部进入到洗涤塔内时, 作为循环液使用的硫酸会从洗涤塔的上部进入到洗涤塔内, 通过洗涤塔内的逆向对流设置, 气体和液体会在洗涤塔内的填料层发生传质和相关反应, 从而将空气中的氨氮除去, 净化后的空气可再次进入汽提塔继续使用。最后, 循环液会带着中和反应后产生的物质进入到洗涤塔的塔底, 通过严格控制硫酸的用量, 可以获得不同的产物, 其中硫酸铵在催化剂厂的生产过程中可作为原料加以使用, 从而提高资源的有效利用率, 达到资源循环利用的目的。

三、高氨氮污水处理技术的具体工艺流程

在某化工公司的催化剂厂内, 高氨氮污水处理装置包括一套分子筛装置、二套分子筛装置、三套分子筛装置、全白土催化剂装置, 以保证整个污水处理的正常进行。在实践过程中, 高氨氮污水处理技术应用的具体工艺流程如下:

1. 预处理工艺

运用上述装置收集生产过程中产生的污水, 利用碱液储罐中的碱液、混合器等, 调节污水的酸碱值, 使p H值保持在12, 以满足污水处理技术的要求。与此同时, 通过蒸汽将污水的温度调整到污水处理要求的稳定。通过沉降操作, 将污水中的悬浮物基本除去, 以保证汽提塔内的填料可以循环使用。最后将处理过的污水输送到汽提塔内, 将污水的温度保持在九十摄氏度。

2. 脱除氨氮工艺

经过预处理后的含有大量氨氮的污水会被送到脱除氨氮的位置, 即污水会从汽提塔流入到塔内, 通过风机会将可循环使用的、经过净化的空气推动到汽提塔的下部, 并进入到塔内, 接着汽提塔内会形成逆向的对流, 气体和液体在塔内会发生传质反应, 最终污水中的氨氮会被可循环使用、经过净化的空气吹脱, 从而将进入塔底的污水中的氨氮大量去除, 同时, 被净化后的空气可再次进入汽提塔继续使用, 进入汽提塔中的污水的氨氮去除效果可以达到99%左右, 达到除去污水中高氨氮的预期目的, 最后, 除去氨氮后的污水, 会与其它污水一起被送往污水处理厂进行下一步的处理。

当含有大量氨氮的可循环使用的空气有洗涤塔的下部进入到洗涤塔内时, 作为循环液使用的硫酸会从洗涤塔的上部进入到洗涤塔内, 通过洗涤塔内的逆向对流设置, 气体和液体会在洗涤塔内的填料层发生传质和相关化学反应, 从而将空气中的氨氮除去, 净化后的空气可再次进入汽提塔继续使用。最后, 循环液会带着中和反应后产生的物质进入到洗涤塔的塔底, 通过控制硫酸的用量, 可以产生硫酸铵, 并将硫酸铵放置到硫酸铵储罐中, 以达到资源有效利用的目的。

3. 处理结果

通过对不同p H值的调整发现, 不同情况下的产物各不一样, 为了提高资源利用效率, 满足市场需求, 要尽可能的控制p H值, 保持在3.5左右, 以提高产物的使用效率, 促进经济可持续发展。

结束语

综上所述, 在高氨氮污水处理技术的应用过程中, 严格控制p H值, 才能保证污水处理效果, 提高产物的有效利用率, 使整个处理装置保持正常运行, 最终达到环保和节能的目的。

参考文献

[1]施银焕, 蒋白懿, 李岩岩, 李亚峰.村镇氨氮污水处理技术及其应用[J].辽宁化工, 2011.

[2]张星.气提法处理高氨氮浓度污水研究[D].大连理工大学, 2011.

[3]汤金鑫, 孙军平.污水处理中膜处理技术的应用及技术概况[J].科技致富向导, 2014, 17:35.

高氨氮处理论文 篇2

SBBR处理高氨氮城市污水运行模式探究

摘要：为了提高高氨氮含量的城市污水脱氮效率,对SBBR工艺处理该类污水运行模式进行了研究,比较三种运行模式,得出好氧(1h)-缺氧(2h)间歇曝气运行模式脱氮效果最好,可以满足脱氛要求.作 者：倪宝云 李帅 杨云龙 作者单位：太原理工大学环境科学与工程学院,030024期 刊：中国科技信息 Journal：CHINA SCIENCE AND TECHNOLOGY INFORMATION年，卷(期)：,“”(3)分类号：X5关键词：高氨氮 SBBR 运行模式 城市污水

重催高氨氮废水实验室处理 篇3

目前常用的去除废水中氨氮的方法有化学沉淀法、吹脱法、 吸附法、生物法、离子交换法等。其中, 吹脱法是通过调节p H值, 将废水中的铵离子 (NH4+) 转化为游离态氨 (NH3) , 然后在汽提塔中通入空气或蒸汽, 将废水中转化的游离态氨吹脱至大气, 以达到去除氨氮的目的。本文的目的是通过实验验证利用吹脱法处理重催高氨氮废水时p H值、温度、吹脱时间三个因素对处理效果的影响。

1实验原理和目的

1.1实验原理

氨氮在废水中主要以铵离子 (NH4+) 和游离 (NH3) 状态存在, 两者存在如下平衡:

当废水的p H<7时, 分子态氨氮不存在;当7<p H<8时, 分子态氨氮的比例最大不超过5%;只有在p H>9.25时, 分子态氨氮才占主导地位。当废水的p H值升高时, 呈游离状态的氨易逸出。如果施加加热、搅拌、曝气等物理作用, 则可促使氨从废水中逸出。在实际工程中, 大多采用吹脱法来降低重催脱硫污水中的氨氮含量。

1.2实验目的

废水的p H值、曝气时间和反应温度是影响吹脱法去除废水中氨氮效果的三个重要因素, 下面将通过实验, 分别对以上三个条件进行分析、验证。

2实验材料和方法

2.1实验材料和设备

实验所用的废水:重催脱硫外排废水, p H为7.18, 氨氮值为1 530 mg/L。

试剂:酒石酸钾钠、纳氏试剂、氢氧化钠。

设备:p H测试仪、722 s可见光分光光度计、恒温水浴锅、 曝气装置。

2.2实验分析方法和工作曲线

本实验使用《水质氨氮的测定纳氏试剂分光光度法》中的方法来测定氨氮含量。工作曲线为x=2.803 5y-0.028 6.

3实验方法

3.1 p H值对吹脱效果的影响

原水样的p H值为7.18, 取5份水样 (每份150 m L) , 用氢氧化钠溶液分别将其p H值调至8.06, 9.02, 10.01, 11.06, 12.29, 然后在原水温 (26 ℃) 下使用曝气装置进行吹脱实验, 曝气时间均为10 min, 以此验证p H值对吹脱效果的影响。

3.2温度对吹脱效果的影响

取5份水样 (每份150 m L) , 均用氢氧化钠溶液将其p H值调至10, 然后放置在恒温水浴锅中分别在室温、30℃、50℃、70℃和100℃条件下用曝气装置进行吹脱实验, 曝气时间均为10 min, 以此验证温度对吹脱效果的影响。

3.3反应时间对吹脱效果的影响

取5份水样 (每份150 m L) , 均用氢氧化钠溶液将其p H值调至10, 然后在恒温水浴锅中在50 ℃的条件下分别曝气0 min、5 min、 7 min、10 min、20 min, 以此验证反应时间对吹脱效果的影响。

4实验结果与讨论

4.1 p H值对去除氨氮的影响

实验结果如表1所示。

从表1可以看出, 氨氮的去除率随着p H值的升高而逐渐增加, p H值为10~11时, 去除率增加幅度最大, 原因是平衡式为NH4++OH-→NH3+H2O, p H值升高, OH-浓度较高, 有利于平衡向右移动, 游离氨的浓度增加, 有利于氨氮的去除; p H值降低, OH-浓度较低, 会使平衡向左移动, 此时将不利于氨氮的去除。在实际工程中, 建议p H值选用在10~11之间。

4.2温度对吹脱效果的影响

随着温度的升高, 氨氮的去除率不断增大, 原因是NH4++OH-→NH3+H2O反应是吸热反应, 温度的升高促使平衡向右移动, 从而改变了气相中NH3的平衡分压, 降低了NH3在水中的溶解度。 但在实际应用中, 反应温度不建议过高, 因为吹脱工艺热量散失较大, 温度过高会增加运行成本, 温度保持在40~50 ℃最佳。

4.3反应时间对吹脱效果的影响

随着吹脱时间的增加, 氨氮的去除率一直呈上升趋势。因此, 可依据工程实际情况, 尽量增加反应时间, 以提高氨氮脱除率。

5总结

通过以上实验可以看出, 采用吹脱法处理炼油重催脱硫废水来降低其氨氮含量是可行的, 但是由于实验室仪器条件等的限制以及实际操作过程中未考虑其他因素, 利用吹脱法去除氨氮的最佳操作条件和实际氨氮脱除率还需经过实际的工程操作来进一步研究确定。

摘要：炼油厂重催脱硫废水氨氮含量严重超标, 使水体遭到严重污染。通过实验, 分析了利用吹脱法降低污水氨氮含量过程中p H值、温度、吹脱时间三个因素对氨氮脱除效率的影响, 以得出利用吹脱法降低重催脱硫污水氨氮含量的最佳操作条件。

关键词：高氨氮废水,吹脱法,反应时间,吹脱效果

参考文献

[1]陈建.物化法去除氨氮废水方法综述及工程实例[J].水工业市场, 2012 (5) .

高氨氮城市污水脱氮的运行及讨论 篇4

高氨氮城市污水脱氮的运行及讨论

针对厦门大学污水厂水质特点,分析了污水高含氮量的`原因,介绍了该污水厂在污水处理上采取的措施,提出了对现有工艺进行改造的建议,以提高污水脱氮效率,确保污水达标排放.

作 者：王国勇 WANG Guo-yong 作者单位：福建省招商局漳州开发区招商水务有限公司,福建,漳州,363105刊 名：山西建筑英文刊名：SHANXI ARCHITECTURE年，卷(期)：35(15)分类号：X703关键词：高氨氮 城市污水 脱氮 运行

高氨氮处理论文 篇5

本实验针对氨氮偏高的城市污水 (NH3-N含量50~70mg/L, C/N为3~6左右) 研究SBBR工艺处理该类城市污水的运行模式对脱氮效果的影响, 以期对今后的工程应用有所指导。

1 材料与方法

1.1 试验装置及材料

实验装置:如图1所示, 该实验装置为有机玻璃制成, 内径为18.8cm, 有效容积1 3 L, 其中下部3L为沉淀区。本实验挂膜采用立体弹性填料, 这种填料在实际工程中应用较多, 具有一定的代表性。填料的填充比为20% (填料、生物膜之和与反应区体积之比) 。

实验材料:实验用水取自太原市河西北中部污水处理厂细格栅之前的城市污水;弹性立体填料由河南省巩义市龙洋净水材料有限公司提供。

1.自控装置2.填料3.搅拌器4.潜水泵5.空压机6.曝气头7.溢流管8.取样口9.电动阀10.排水管11.进水管12.止回阀13.出水管

1.2 实验水质

实验采用取自太原市河西北中部污水处理厂细格栅之前的城市污水, 该污水的特点是氨氮偏高, 达5 0~7 0 m g/L, C/N为3~6左右, 具体的水质指标见表1。

1.3 测定指标及方法

C O D:重铬酸钾法;N H 4+-N:纳氏试剂分光光度法;N O2--N:N- (1—萘基) —乙二胺分光光度法;NO3--N:酚二磺酸分光光度法;TP:过硫酸钾消解—钼锑抗分光光度法;pH:电极法。

2 结果与讨论

2.1 连续曝气运行模式对脱氮效果的影响

按照进水→曝气→沉淀→排水的周期运行, 其中进水、沉淀、排水共计1h, 曝气7h, 每个周期8h, 一天只运行两个周期, 在每个周期后面 (排水之前) 加上一个闲置阶段。在DO=3.5~4.5mg/L, 回流比1∶1, 水温22℃的条件下, 连续稳定运行一个月。图2显示了一个典型周期内各污染物指标随曝气时间的变化曲线。

由图2可知, 整个SBBR连续曝气运行方式下, COD、NH3-N的去除效果一直都很好, COD可以稳定维持在50mg/L以下, 出水N H3-N已达到1 m g/L以下。NO2--N值在前期随着NH3-N值的降低而逐渐升高, 在系统内尚含有一定浓度NH3-N (2.5 5 m g/L) 时, N O2--N值即开始缓慢减小, 随着曝气时间的延长, N O2--N值继续降低, 直至为零。主要原因在于, N O2--N很不稳定, 在有氧的条件下很容易被转化为N O3--N。而N O3--N值在曝气反应期间不断增加, 整个过程中含量都超过N O2--N值, 表明反应器内的N H3-N更多的经历了全程硝化, 被转化为N O3--N。在该运行模式下, 没有缺氧过程, 所以认为在该过程中TN的降低是由于部分氨氮被同化合成细胞物质引起的。稳定后出水T N (N O X--N与N H3-N之和) 维持在30mg/L左右, 去除率在37.5%左右。

2.2 好氧 (1 h) —缺氧 (1 h) 高频间歇曝气运行模式对脱氮效果的影响

运行模式为好氧 (1 h) —缺氧 (1 h) —好氧 (1 h) —缺氧 (1 h) —好氧 (1 h) —缺氧 (1 h) —好氧 (1 h) , 反应时间共计7 h, 控制参数与连续曝气运行模式一致, 反应阶段的运行方式为曝气55min, 停止曝气5min (取样) , 缺氧搅拌6 0 m i n (取样) , 顺序循环进行。由于停止曝气后D O需经过几分钟才能降到1.0mg/L以下, 所以将停止曝气后的5min归入好氧段。这样, 反应过程中, 好氧段共计为4 h, 缺氧段共计为3h。图3为相应的各污染物指标随反应时间的变化曲线。

由图3可知, COD的变化曲线基本与连续曝气运行模式一样, 高频间歇曝气方式几乎对COD的降解没有影响, 只是在缺氧段C O D降解速率慢了一些。N H3-N值的变化呈现出明显的“台阶”状, 这是因为NH3-N在好氧段被快速转化为NO2--N或N O3--N, 缺氧段基本不变, 这是由于没有分子态氧, 硝化活动受到抑制, 缺氧段有机氮的转化甚至还有可能导致NH3-N的增加。NH3-N在这4h好氧段被转化速率可达9.77mg/ (L·h) 。NO2--N和NO3--N的变化趋势基本相同, 呈“波浪”状, 但他们之和呈增长的趋势, 只是N O2--N在反应后期由于被转化为N O3--N, 所以出现下降。T N随反应时间的变化下降, 但下降的速度和下降的幅度都要比前者小, 系统出水T N维持在3 5 m g/L左右, 去除率在25%左右, 效果较差。

2.3 好氧 (1 h) —缺氧 (2 h) 间歇曝气运行方式脱氮效果的影响

反应阶段的运行方式为好氧 (1h) —缺氧 (2h) —好氧 (1h) —缺氧 (2h) —好氧 (1h) , 反应时间共计7h。好氧时间共计3h, 缺氧搅拌时间共计4h。试验控制参数同前。图4为相应的各污染物指标随曝气时间的变化曲线。

从图4可以看到, COD的变化曲线基本与前期的试验一样, 无论是在好氧段还是在缺氧段, COD都在不断的减少。只是相对好氧段的快速降解, 缺氧段降解速度慢了许多。N H3-N值的变化在两个缺氧段出现两个“平台”, 这是因为缺氧段不发生硝化作用, N H3-N不转化的结果。在好氧段, 系统对NH3-N的硝化速率平均达到12.2mg/ (L·h) 。NO2--N和NO3--N的变化趋势基本相同, 呈“波浪”状增长:在好氧段两者都由于NH3-N的转化而迅速增加, 在缺氧段两者又由于反硝化反应出现下降, 但增加的量要大于下降的量。计算NOx--N在缺氧段的反硝化速度平均为2.0 m g/ (L·h) , 最大为第一个缺氧段2.5mg/ (L·h) 。另外, 此时系统的NO2--N积累率最大为51.2%, 最小为25.3%, 最小值出现在最后一个好氧段, 因为此时N O2--N逐渐被硝化菌转化为N O3--N。T N (N Ox--N与N H3-N之和) 在整个反应过程中都在减小, 第一好氧段去除量为10.5 mg/L, 第一缺氧段为4.9 mg/L, 第二个好氧段为0.5 mg/L, 第二个缺氧段为3.0 mg/L, 第三个好氧段为2.3mg/L, TN总计去除量为21.2 mg/L, 出水TN在15~30mg/L之间, 去除率在50%左右。

3 结论

(1) 连续曝气运行模式TN出水效果一般, TN维持在3 0 m g/L左右, 去除率在37.5%左右, 整个脱氮过程, 氨氮大部分转化为硝态氮, 存在硝态氮积累问题, 脱氮不彻底。

(2) 好氧 (1 h) —缺氧 (1 h) 高频间歇曝气运行模式T N出水效果较差, TN维持在35mg/L左右, 去除率在25%左右, 硝态氮积累严重, 说明脱氮过程中反硝化过程受到一定程度的抑制。

(3) 好氧 (1h) —缺氧 (2h) 间歇曝气运行方式对TN的去除效果最好。从试验结果可知, 出水TN在15~30mg/L之间, 去除率达50%。今后实验过程中可以调整适当的回流比和溶解氧浓度, 以期使出水TN达到污染物排放标准 (GB18918-2002) 的一级A (≤15mg/L) 标准。

摘要：为了提高高氨氮含量的城市污水脱氮效率, 对SBBR工艺处理该类污水运行模式进行了研究, 比较三种运行模式, 得出好氧 (1h) —缺氧 (2h) 间歇曝气运行模式脱氮效果最好, 可以满足脱氮要求。

关键词：高氨氮,SBBR,运行模式,城市污水

参考文献

[1]李伟光, 赵庆良.序批式生物膜反应器处理屠宰废水[J].中国给水排水.2000, 16 (10) :59～60.

[2]张可方, 张朝升, 方茜.序批式生物膜法处理城市污水除磷规律研究[J].广州大学学报.2007, 6 (1) :60～64.

[3]国家环境保护局《水和废水监测分析方法》编委会.水和废水监测分析方法[M].北京:中国环境科学出版社.1989:246-286.

高氨氮处理论文 篇6

某公司建有一套褐煤提质生产线,所产废水性质类似于焦化废水,但氨氮浓度高达4000mg·L-1,无法直接进行生化处理。为此,本文针对此类高氨氮废水,设计建设了氨吹脱系统,并进行了调试运行,成功降低了废水中氨氮的浓度,为处理此类废水提供了借鉴与参考。

1 废水的性质

所处理废水的基本性质如表1所示。由表1可知,所处理的废水类似于焦化废水,但是其氨氮和COD均高于焦化废水。

氨氮在废水中主要以氨离子(NH4+)和游离氨(NH3)的状态存在,存在如式(1)所述的平衡关系。

一定温度下,可以根据电离平衡关系式(2)计算水中的氨离子(NH4+)浓度。通过计算可知,废水中氨氮状态主要以铵态氮为主,所占比例约83%。

式中:Kb—氨水的电离常数,氨水在40℃时的电离

常数为1.862×10-5;[NH4+]—电离平衡时,铵离子的浓度,mol·L-1;[OH-]—电离平衡时,氢氧根离子的浓度,mol·L-1;[NH3]—电离平衡时,氨分子的浓度,mol·L-1。

2 氨吹脱塔的设计

2.1 影响因素分析

p H值和温度会影响废水中氨离子(NH4+)和游离氨(NH3)的平衡,进而影响吹脱塔的运行效率,p H值和温度与废水中氨离子(NH4+)和游离氨(NH3)之间的关系如图1所示,由图1可知,在温度较高及p H较大的条件下有利于氨的脱除[3]。

另外,气水比、气液接触面积、布水负荷等操作条件亦是影响氨吹脱效率的因素[4,5]。气水比和气液接触面积的增大在一定程度上均有利于氨吹脱效率的提高,但气水比偏小或布水负荷过大均将阻碍水溶液的下流和空气的上行,甚至造成液泛现象,影响气液接触面积,造成吹脱效率下降,并造成塔体阻力过大,设计过程中应综合考虑上述影响。

2.2 设计进出水水质

设计进出水水质如表2所示。

2.3 关键设计参数

氨吹脱塔的关键设计参数如表3所示。

2.4 工艺流程

本装置工艺流程如图2所示。高氨氮废水首先进入管道混合器,在此加入氢氧化钠溶液,调节水溶液至合适p H值。然后由提升泵提升至吹脱塔布水装置,经布水装置布水后,在填料表面形成水膜向下流动,与上升的空气接触,将废水中的NH3吹脱,产水经泵提升至后续处理装置。

3 装置运行效果评价

吹脱除氨系统建造完成后,开展了调试运行,运行过程中不同条件下的氨氮去除效果如表4所示。由表4可知,设计的氨吹脱系统,能够有效去除高氨氮废水中的氨氮,显著降低废水中的氨氮浓度。并且通过改变碱投加量,可以控制出水氨氮的浓度,操作范围较宽。

4 小结

对于褐煤提质过程产生的高氨氮废水,采用氨吹脱工艺处理是可行的,通过改变碱投加量调节p H值,可以在30%~90%的范围内控制氨氮的脱除比例,为处理此类废水提供了借鉴和参考。

摘要：分析了褐煤提质过程中产生的高氨氮废水的特点,针对该废水设计建设了氨吹脱塔,并进行了试运行。运行结果表明,设计的氨吹脱塔能够有效去除水中的氨氮,为处理此类废水提供了借鉴和参考。

关键词：氨氮,吹脱塔,废水

参考文献

[1]李瑞华,韦朝海,吴超飞,等.吹脱法预处理焦化废水中氨氮的条件试验与工程应用[J].环境工程,2007,25(3):38-44.

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[4]贺永德,等.现代煤化工技术手册[M].北京:化学工业出版社,2003.

高氨氮处理论文 篇7

1 工业装置

1.1 污水水质

高氨氮化合物污水取自兰州石化公司分子筛及全白土装置的排水, 氨氮化合物质量浓度不高于8 500 mg/L, p H值为5~7, 温度约为50℃。

1.2 工艺流程

高氨氮化合物污水与碱液混合后进入污水收集罐, 再与蒸汽混合加热至约90℃, 然后由汽提塔塔顶进入, 在塔中与塔底进入的循环空气逆流接触, 将污水中的氨气吹出, 含氨气的循环空气经风机吹入吸收塔, 与塔顶喷淋的硫酸逆流接触后反应生成硫酸铵溶液。详细工艺流程见参考文献[1]。

汽提塔操作条件为:温度90℃, 压力0.005 MPa, 流量不大于120 t/h。

1.3 吹脱原理

吹脱是以污水作为不连续相与空气接触, 利用污水中氨氮化合物实际浓度与平衡浓度间的差, 将氨氮化合物转移至气相而去除[2]。污水中氨氮化合物大多以NH4+与NH3的形式存在, 二者存在平衡关系, 这个关系受制于p H值。常温下, 当p H值约为7时, 氨氮化合物多以NH4+形式存在;当p H值约为11时, NH3占90%以上。这表明在碱性条件下, 空气与污水接触, 可将氨氮化合物转化为NH3后吹出, 这样达到脱除目的[3]。

2 结果与讨论

2.1 模拟方法确定

采用Aspen Plus软件对工艺进行模拟。由表1可知, 污水p H值及碱消耗量的模拟值与实际值相近, 说明本工作选用的模拟软件能够较为准确地反映出装置的实际生产情况。

2.2 汽提塔物料平衡

由表2可知, 以进汽提塔污水量为88 t/h, 氨氮化合物含量为6 000μg/g进行模拟计算, 当循环空气量为100 000 kg/h时, 汽提塔排水氨氮化合物含量为28μg/g, 达到了污水处理厂入厂要求。

2.3 填料选型

填料的性质影响着汽提塔的性能及规模, 因此选型非常重要[4]。填料因子 (φ) 在某种程度上能反映填料流体力学性能的优劣, φ越小, 液泛速度越高。另外, 填料空隙率 (ε) 大, 流通量大;单位填料层压降低, 塔的总压降亦低, 动力消耗就少[4]。在原设计中, 汽提塔填料采用特勒花环 (兴科空气净化设备有限公司专利填料) , 为消化设计, 本工作对不同填料进行了模拟计算, 结果见表3。

由表3可知, 特勒花环填料的比表面积最大, φ与压降最小, 表明原设计中选用的特勒花环填料是合理的。

2.4 对排水氨氮化合物的影响

2.4.1 污水p H值

首先用Na OH溶液调节污水p H值, 然后进入汽提塔。由图1可知, 随着污水p H值的提高, 塔底排水中氨氮化合物含量降低;当p H值大于8.0时, 有明显的汽提现象, 这与文献[3]的结论相吻合;当p H值为11.2~11.9时, 排水中氨氮化合物含量达到污水处理厂入厂要求, 这表明原设计中采用在线精确控制碱液的加入量是十分必要的。在常规操作中, 进入汽提塔的污水p H值应控制在11.5±0.2;p H值过低, 排水氨氮化合物含量达不到要求;过高则碱消耗量增大, 导致生产成本提高。

2.4.2 循环气中氨氮化合物含量

汽提塔的运行状况与吸收塔的吸收情况密切相关, 吸收塔的p H值波动, 会影响循环气携带氨氮化合物的含量。由图2可知, 循环气携带氨氮化合物含量与汽提塔排水氨氮化合物含量成正比, 当前者为60μg/g时, 后者高于80μg/g, 无法达到污水处理厂入厂要求。因此, 本工作循环气携带氨氮化合物含量以低于60μg/g为宜。

2.4.3 污水中氨氮化合物含量

由于催化剂装置的实际生产是间歇式的, 所以排放的污水量和组成均有较大波动。因此, 本工作模拟了进入装置污水氨氮化合物含量的变化对生产的影响 (见图3) 。

由图3可知, 随着污水中氨氮化合物含量增加, 汽提塔排水中氨氮化合物含量也增加, 当前者高达13 500μg/g时, 后者排放超过污水处理厂入厂要求。在实际生产中, 装置污水中氨氮化合物含量为2 800~6 000μg/g, 表明排水水质能够达到要求。

2.4.4 污水处理量与循环气流量

由图4可知, 在污水中氨氮化合物含量为6 000μg/g的条件下, 随着污水处理量的提高, 汽提塔排水中氨氮化合物含量增加, 当进装置污水量高于100 t/h时, 后者无法满足污水处理厂入厂要求。装置实际污水处理量为50~60 t/h, 能够满足生产要求。

由图4还可知, 随着循环气流量增大, 排水中氨氮化合物含量减小, 但是动力消耗提高。风机额定风量为83 251 m3/h, 装置实际用风量为前者的50%~80%即可满足生产的需要, 达到节能目的。

2.4.5 污水温度

由图5可知, 随着进入汽提塔污水温度的升高, 排水氨氮化合物含量降低, 而对排水温度的影响不明显;当前者为 (85±5) ℃时, 后者低于80μg/g, 达到了入厂要求。冬天, 为了降低蒸汽消耗, 可将操作温度降至75℃, 这样可以节约25%左右的蒸汽消耗。

3 结论

a.应用Aspen Plus软件, 采用ELECNRTL活度系数法, 对装置进行模拟。结果表明, 污水的p H值及碱消耗量的模拟值与实际值相近, 即所选用的模拟软件能够较为准确地反映出装置实际生产状况。

b.在常规操作中, 进入汽提塔的污水p H值应控制在11.5±0.2;p H值过低, 排水氨氮化合物含量达不到要求;过高则碱消耗量增大, 导致生产成本提高。

c.循环气携带氨氮化合物含量与汽提塔排水氨氮化合物含量成正比, 当前者为60μg/g时, 后者高于80μg/g, 无法达到污水处理厂入厂要求。随着污水中氨氮化合物含量增加, 汽提塔排水中氨氮化合物含量也增加。

d.随着进入汽提塔污水温度的升高, 排水氨氮化合物含量降低, 而对排水温度的影响不明显;当前者为 (85±5) ℃时, 后者低于80μg/g, 达到了入厂要求。

参考文献

[1]郝大明, 谢进宁.高氨氮化合物污水处理技术的应用[J].石油化工安全环保技术, 2008, 24 (3) :39-42.

[2]金彪.吹脱技术净化石油污染地下水实验[J].环境科学, 2000, 21 (4) :102-105.

[3]胡允良.制药废水的氨氮化合物吹脱试验[J].工业水处理, 1999, 19 (4) :9-23.

高氨氮在厌氧发酵中的抑制作用 篇8

一、材料与方法

1. 实验用水。

本实验用水采用葡萄糖作为有机碳源, C∶N∶P为200∶5∶1, 并加入Fe、Co、Ni等细菌生长所必需的微量元素 (见表1) 。废水中的氨氮由NH4Cl (分析纯) 。

2. 试验装置。

本实验采用UASB装置。

3. 分析方法。

COD:重铬酸钾滴定法;pH值:玻璃电极法;SS和VSS:重量法;氨氮:分光光度法;产甲烷量:碱液吸收法, 吸收管内装有3%NaOH溶液, 用于吸收二氧化碳、硫化氢等酸性气体。

二、结果与讨论

1. 氨氮对厌氧消化的影响。

大多数化学物质在低浓度时对厌氧微生物活性有一定的刺激作用 (促进作用) , 而在高浓度时, 则产生抑制作用, 而且浓度愈高, 抑制作用愈强。COD为6000mg/L时氨氮浓度对厌氧颗粒污泥产甲烷活性的影响见图2。

1.进水箱;2.进水计量泵;3.UASB反应器;4.出水口;5.水封;6.湿式气体流量计;7.三项分离器;8.水浴;9.自动加热设备

由图2可以看出, 氨氮浓度为500mg/L和800mg/L时, 表现为对厌氧颗粒污泥产甲烷活性的促进作用, 二者的产甲烷能力分别比空白体系提高5%和9%;氨氮浓度提高到1500mg/L时, 对产甲烷菌产生抑制作用;当氨氮浓度为2500mg/L, 在反应初期即表现为抑制作用, 相应产甲烷活性的抑制程度分别为33%和50%;继续提高氨氮浓度, 产甲烷毒性更加强烈。实验中发现, 当氨氮浓度为800mg/L时, 累计产气量最大;反应开始阶段由于基质充足, 微生物代谢旺盛, 达到整个周期的最大产甲烷速率85mL/h (如图3所示) , 随着基质的降解, 产甲烷速率逐渐降低, 6h时, 产甲烷速率降至19.5mL/h, 反应比较平稳之后反应速率较低, 验证了反应器运行过程中停留时间选择6h的合理性。

2. 碱度和污泥浓度对产甲烷活性的影响。

厌氧微生物的生命活动、物质代谢与pH值有密切关系。pH值的变化直接影响着消化过程和消化产物, 不同的微生物要求不同的pH值。颗粒污泥利用不同底物时的生长适应pH范围不同。一般认为, 反应器内的pH值应保持为7.2~7.6。对于以碳水化合物为主的废水, 进水碱度与COD之比大于1∶3是必要的, 但对于含量较高有机氮和硫酸盐的废水, 碱度的控制方式有所不同, 不投或少投纯碱。适量惰性物如Ca2+、Mg2+和CO2-3、SO2-4等离子的存在, 能够促进颗粒污泥初成体的聚集和粘结。

分别进水在COD为8000mg/L、氨氮为800mg/L、Ph7.5和COD为8000mg/L、氨氮为2000mg/L、Ph5.9其他条件不变的情况下, 得到相应的甲烷累计产量如图4所示。由图4可以看出, 氨氮浓度相同时, 提供碱度的系统对氨氮的耐受力明显强于不提供碱度的系统。提供碱度系统的上清液pH值为7.5, 而不提供碱度系统的上清液pH值降至5.9, 系统受到较大的冲击。

三、结论

从产甲烷菌代谢机理、生理生化特征及其在厌氧消化中应用研究结果表明, 产甲烷菌在碳循环中具有独特的作用。它能够使污水中无法利用的碳源转化成甲烷, 既可生产清洁能源, 又可实现污水中污染物减量化。同时, 其代谢产物对病原菌和病虫卵还具有抑制和杀伤作用, 可以实现农业生产、生活污水的无害化。

1. 氨氮对厌氧颗粒污泥中的产甲烷菌存在正反两个方面的影响。氨氮浓度较低时, 对产甲烷菌起促进作用;而氨氮浓度较高时, 则表现为对产甲烷菌的抑制作用。当COD为6000mg/L时, 氨氮对颗粒污泥产甲烷菌产生抑制作用的浓度为1500mg/L, 最大产甲烷速率为85m L/h。

2. 随着基质的降解, 产甲烷速率逐渐降低。6h时产甲烷速率降至19.5m L/h, 之后反应速率较低。

高氨氮处理论文 篇9

关键词：短程硝化-反硝化,序列间歇式活性污泥法,生物脱氮

目前,国内的催化剂生产企业尽管在生产规模上有所差异,在生产的品种上各有侧重,但其产生的废水具有较大的共性,即均为高氨氮低碳废水。采用传统的生物处理需要外投大量的碳源,增加了废水处理的成本。生物脱氮需经过硝化和反硝化两个过程,当反硝化以作为电子受体时,生物脱氮过程称为短程硝化-反硝化过程,近年来这已成为国内外脱氮技术研究的热点之一[1,2,3,4]。当前国内外短程硝化-反硝化生物脱氮工艺普遍采用控制反应器内温度、DO、pH等方法进行实施[5,6,7,8,9]。短程硝化-反硝化的标志是有稳定且高效的亚硝酸盐的积累[10],这需要抑制硝酸盐菌的活性,从而增加-N的积累[11],通过将还原成N2,使得反应器内的毒性减小。短程硝化反硝化相比普通的硝化反硝化具有节约能耗、减少外加碳源、提高反应速率、节约基建投资、减少污泥量等优点[12,13],因此研究常温高氨氮低碳条件下短程硝化反硝化生物脱氮及其菌种构成具有十分重要的现实意义。

本工作采用高氨氮低碳模拟废水进行短程硝化-反硝化的研究,考察了废水的生物脱氮效果,并对系统中的硝化菌群进行了分析。

1 实验部分

1.1 试剂和仪器

实验所用试剂均为分析纯。

DELTA320型pH计:梅特勒-托利多仪器有限公司;OXi330型手持式溶解氧测定仪:德国WTW仪器有限公司;ICS-1000型离子色谱仪:美国戴安公司;SX2-5-12型箱式电阻炉:上海实验仪器厂有限公司;DNA凝胶回收试剂盒:杭州维特洁(V-gene)生化技术有限公司;ABI 377自动测序仪:美国ABI有限公司。

1.2 废水水质

模拟废水:葡萄糖2.35 g/L、碳酸氢铵5.64 g/L、KH2 PO4 0.44 g/L、MgSO4 0.25 g/L、FeSO4·7H2O 0.02 g/L、CaC12 0.04 g/L、MnSO4·H2O 0.05 g/L、KCl 0.07 g/L。pH 7.3,TN1 000 mg/L,NH3-N 1 000 mg/L。

1.3 实验方法

实验用接种污泥取自上海某城区污水处理厂。SBR反应器有效容积为20 L,顶部进水,曝气头置于反应器的底部。污泥驯化过程采用缺氧-好氧循环间隙曝气方式运行,曝气周期为曝气45 min,停止曝气15 min。在污泥驯化过程中控制温度为(25±2)℃,pH7.5～8.5、DO小于0.5 mg/L,测定NH3-N、-N、-N的浓度,考察短程硝化-反硝化全过程中各参数的变化情况。

1.4 分析方法

1.4.1 常规分析

COD的测定采用重铬酸钾法[14];ρ(NH3-N)的测定采用纳氏试剂法[14];ρ(-N)和ρ(-N)的测定采用离子色谱法;MLSS和MLVSS的测定采用重量法[14];pH的测定采用pH计;DO的测定采用DO测定仪[14]。

1.4.2 16S rRNA基因克隆文库分析

利用细菌通用引物对试样进行16S rRNA基因的全长扩增。多聚酶链反应(PCR)扩增产物连接至PGEM T-easy克隆载体(Promega)转化到E.coli DH5α中。阳性克隆鉴定采用PCR方法,直接对插入的目的基因片段进行扩增,通过电泳确定条带位置是否正确。目的基因通过引物扩增后用ABI 377自动测序仪进行测序,测序结果与GENB ANK数据库中的序列进行比对,相似性高于97%的序列归为同一操作分类单元。

2 结果与讨论

2.1 短程硝化驯化过程

2.1.1 每个驯化周期的ρ(NH3-N)

每个驯化周期的ρ(NH3-N)见图1。由图1可见,当进水ρ(NH3-N)提高到1 000 mg/L时,经过7天的驯化(周期2),ρ(NH3-N)迅速下降到低于检出限,氨氮的转化率很高;继续维持进水ρ(NH3-N)为1 000 mg/L,完成短程消化的反应时间缩短为5 d,由此可以认为,采用该驯化污泥中的微生物可有效去除废水中的氨氮,达到了驯化的要求。

2.1.2 短程硝化处理效果

驯化阶段SBR反应器进出水水质见表1。由表1可见:驯化初期(周期1)系统的NH3-N容积负荷为0.02 kg/(m3·d),出水亚硝化率为14.7%,表明反应已呈现亚硝化现象;从周期2开始,进水ρ(NH3-N)提高了5倍,此时出水ρ(-N)为82.2 mg/L,亚硝化率达到了42.0%,反应已向短程硝化过渡;周期3-周期5期间,出水中ρ(NH3-N)逐步下降,直至低于检出限,此时平均容积负荷提高了5倍,亚硝化率达到了98.0%,实现了短程硝化的目标。

2.2 短程硝化-反硝化过程

2.2.1 短程硝化-反硝化过程中各形态氮的质量浓度和COD的变化

在曝气量为3 L/min的条件下,短程硝化-反硝化过程中各形态氮的质量浓度和COD的变化见图2。由图2可见:至反应24 h时,氨氮质量浓度由初始的700.0 mg/L迅速下降至520.6 mg/L,COD由1 750 mg/L下降到75 mg/L,说明这一阶段主要发生了反硝化反应;反应24～84 h时,氨氮质量浓度近线性下降,到84 h后低于检出限;反应24～96 h时,COD基本在100 mg/L以下;在反应结束时N质量浓度达到190.4 mg/L,亚硝化率达到98.3%,而-N质量浓度在整个周期内均小于5 mg/L,达到了短程硝化-反硝化的要求。

2.2.2 短程硝化-反硝化过程中DO和废水pH的变化

当pH小于7.7时,投加NaHCO3调节至8.3,短程硝化-反硝化过程中DO和废水pH随时间的变化见图3。

由图3可见:DO、废水pH和短程硝化-反硝化的进行过程存在着一定的关联;在最初的24 h内废水pH不降反升,证明了反硝化过程的存在;24 h之后,废水pH开始下降;从60 h开始,pH的下降速率随着时间延长逐渐加快,到72～84 h时下降幅度最大,84～96 h时,废水中pH下降速率变缓,表明氨氮降解反应基本结束;在短程硝化-反硝化过程中,DO始终低于检出限,但72～96 h时,跃升至3.95 mg/L,DO的大幅度上升可作为判断反应结束与否的一个敏感参数。

2.3 短程硝化-反硝化活性污泥菌的鉴定

对短程硝化反硝化完成后的活性污泥菌进行了生物鉴定,来判别短程硝化-反硝化活性污泥的主要优势菌株。为此在短程硝化-反硝化活性污泥基因组文库中,挑取了160个阳性克隆进行测序,而后将序列提交至Genbank数据库进行相似性比对,活性污泥菌种比对结果见表2。WN为自行命名的活性污泥菌种,编号根据发现的先后顺序确定。

由表2可见,短程硝化-反硝化活性污泥中以Nitrosomonas类群的菌种为优势类型,占整个文库的50%左右,其中尤以与Nitrosomonas europaea ATCC25978菌株相似性达到99%的菌株WN-14和与Nitrosomonas halophila菌株相似度达到99%的WN-29为主,这两株菌都属于能将氨氧化成亚硝酸根的氨氧化菌(AOB),具有较强的短程硝化能力。Nitrosospira类群的菌种是第二优势类型,占20%左右,以与菌株Nitrosospira briensis的相似性达到99%的WN-54为主,这类菌种也属于氨氧化菌。Planctomycete类群的菌种属于第三优势类型,占20%左右,以与Planctomyces brasiliensis DSM5305T菌株相似性达到98%的WN-4为主,这类菌种能在厌氧情况下将亚硝酸盐还原成氮气。菌种的测序结果与实际实验的结论基本一致。

3 结论

a)在(25±2)℃、废水pH 7.5～8.5、DO小于0.5 mg/L的条件下,对高氨氮低碳模拟废水采用短程硝化-反硝化工艺进行处理,其亚硝化率基本维持在98.0%以上,出水中ρ(-N)保持在5 mg/L以下,达到了短程硝化反硝化的目的。