短程同步硝化反硝化

短程同步硝化反硝化（精选8篇）

短程同步硝化反硝化 第1篇

同步硝化反硝化 (SND) 是指在空间上没有明显缺氧和好氧分区或者在时间上没有缺氧/好氧交替的条件下, 硝化和反硝化反应在空间和时间上同步进行的生物脱氮过程[1]。同步硝化反硝化作为一种经济有效的脱氮工艺具有明显的优越性。它简化了生物脱氮工艺流程, 缩短了废水处理周期, 在一定程度上减小了污水处理占地面积、降低了处理能耗, 进而大大提高了生物脱氮效率, 目前已成为研究热点, 并受到国内外的广泛重视[2]。同步硝化反硝化与多种因素有关, 例如, DO、C/N、pH、有机碳源、温度、污泥龄、水力停留时间等。本文对几种常见的影响因素加以阐述, 为同步硝化反硝化在水处理中的应用加以指导。

2 同步硝化反硝化的影响因素

2.1 DO

荣宏伟等[3]研究了序批式生物膜反应器 (SBBR) 同步硝化反硝化生物脱氮城市污水处理工艺。试验结果表明:DO是影响SBBR工艺实现同步硝化反硝化的一个重要因素, 将DO控制在2.8~4.0mg/L的范围内, 可以取得较好同步硝化反硝化效果, 总氮去除率可达67%以上。SBBR工艺同步硝化反硝化主要是由微环境引起的, 生物膜在好氧条件下能创造缺氧微环境, DO浓度直接影响生物膜内部好氧区与缺氧区比例的大小, 进而影响硝化和反硝化的效果。

马放等[4]利用培养驯化出高效同步硝化反硝化活性污泥, 研究有机物负荷、溶氧和温度等因素对SBR反应器同步硝化反硝化脱氮效能的影响。结果表明:当温度为25~30℃、pH值为7~9时, 系统脱氮效果较好;当碳氮比在1∶1~8∶1时, COD、氨氮、TN去除率随着碳氮比的升高而降低, 分两次投加有机物有利于提高好氧反硝化同步脱氮效果;当曝气量在0.12~0.80L/min时, 氨氮去除率随曝气量的升高而升高, 最后稳定在99.8%以上;TN去除率随曝气量升高先升高后降低, 在曝气量为0.2L/min时达到最大值95.52%;COD去除率一直稳定在91%以上, 曝气量的改变对COD去除率的影响不明显。系统温度为25~30℃、碳氮比为1.5∶1、曝气量为0.2L/min、pH值为7~9时, 分两次投加有机物同步脱氮效果最优。其他一些学者也报道了DO对SBR反应器同步硝化反硝化的影响[5,6]。罗思音[7]研究了DO对SBR反应器短程同步硝化反硝化除磷工艺的影响, 同时对短程同步硝化反硝化和反硝化除磷的机理进行探讨。试验表明:控制DO浓度可在同一个反应器内既实现短程同步硝化反硝化反应又达到反硝化除磷的效果。

2.2 水力停留时间

张楠[8]研究了不同水力停留时间对于膜生物反应器中同步硝化反硝化效果的影响。结果表明, 随着水力停留时间的减少, 同步硝化反硝化效果在增加。在COD/TN为8~10, COD容积负荷为3.36kg/ (m3.d) , HRT为2.5h, SRT为45d, DO为0.2~0.3mg/L, pH值为7.0~8.0时, COD的去除率达到96.3%, 硝化率达到91.7%, 同步硝化反硝化率为56.7%。

2.3 pH值

张志等[9]从反应器脱氮性能和好氧颗粒污泥理化性状方面研究了pH值对好氧颗粒污泥同步硝化反硝化脱氮过程的影响。结果表明:好氧颗粒污泥微生态环境的形成, 大大增强其耐酸碱冲击负荷能力, 在pH值8~9范围内氨氮去除率均达到95%以上。在pH值6~9范围内, 好氧颗粒污泥理化性状稳定, 没有发生解体现象。方茜等[10]也发现pH值在中性和略偏碱性的范围内有利于SBR反应器内SND的发生。彭赵旭等[11]发现pH处于7.6~8.4的情况下, SND率随着pH的增加先升高后下降, 当pH处于8时, SND率达到最高。

2.4 温度

温度也可以对同步硝化反硝化的发生产生影响, 张可方等[12]发现当温度为21~35℃时均能实现亚硝酸型同步硝化反硝化。随着温度的上升, 氨氧化速率及对TN的去除速率均加快, 31℃时达到最大值, 其中氨氧化速率为4.71mgNH4+-N/ (L.h) , 对TN的去除率为84.8%;但当温度升高到35℃时去除速率会略有下降, 且所需反应时间延长。张兰河等[13]也考察了温度对SBR反应器工艺同步硝化反硝化的影响。

2.5 碳源

魏海娟等[14]利用序批式移动床生物膜反应器研究了有机碳源对低碳氮比ρC/ρN (指ρCOD/ρTN, 以下同) 生活污水同步硝化反硝化脱氮的影响, 结果表明, 在无外加碳源时, 同步硝化反硝化条件下TN去除率为59.8%, COD平均去除率为83.12%, NH4+-N去除率为94.9% (最高达到99.8%) ;分别以淀粉、葡萄糖和甲醇为外加碳源, ρC/ρN=7时, 发现投加外碳源有利于有机物、NH4+-N和TN的降解和转化, NH4+-N转化受碳源种类影响不大, 投加淀粉时有机物降解不完全导致系统有恶化趋势, 投加甲醇碳源时系统脱氮效率最高, TN去除率达84.5%, 投加葡萄糖时, TN去除率为80.55%, 从安全和经济方面考虑, 确定投加葡萄糖较为合适。也有其他关于报道碳源[15]、碳源浓度[16]、碳源利用方式[17]对同步硝化反硝化的影响。

2.6 C/N

赵冰怡等[18]研究了C/N比和曝气量对同步硝化反硝化的影响, 结果表明, 在环境温度13~23℃, MLSS为6.0~6.8g/L, 进水NH4+-N浓度50mg/L, 曝气量0.5m3/h, HRT为6h实验条件下, 总氮去除率随着进水C/N比的增加而增加, 在C/N比为6∶1~8∶1时, TN去除率达到79%~89%, 低的C/N比抑制反硝化, 过高的C/N比增加了碳源补加的成本。改变反应曝气量, 当C/N比为6∶1, 曝气量为0.4m3/h时, TN的去除率达到了最大值85%。曝气量过高或过低, TN去除率均下降。马志华等[19]研究了不同DO和C/N对侧沟式一体化OCO反应器同步硝化反硝化和COD降解效果的影响。蒋胜韬等[20]通过膜生物反应器的连续运行, 研究了DO、C/N比、F/M和pH等影响因子对膜生物反应器同步硝化反硝化的影响, 并对其影响机制进行了分析。实验结果表明, DO、C/N比、F/M和pH是同步硝化反硝化效果的重要影响因子。

2.7 其他

陈英文等[21]利用自培养硝化污泥与实验室筛选的1株反硝化细菌共培养形成共生污泥, 构建膜生物反应器 (MBR) 单一反应体系同步硝化反硝化系统, 得到系统良好同步硝化反硝化曝气量和污泥浓度的最优条件。方茜等[22]在不同间歇曝气 (IA) 模式下, 采用序批式活性污泥法 (SBR) 处理模拟低碳城市污水, 并考察了ORP和pH值的变化规律与同步硝化反硝化 (SND) 持续稳定性之间的关系。运行结果表明, 低曝气百分数和高曝气频率的间歇曝气模式有利于SND过程的持续稳定, 且ORP均值的均化程度与ORP和pH值的稳定性可控制SND过程的稳定性。

3 结语

短程同步硝化反硝化 第2篇

在适当的条件下,渗滤液也可发生典型的`短程硝化反硝化反应;在试验中发现硝化反应并不是在曝气一开始就发生,而是在经过一段时间的吸附降解后才发生,同时实验结果显示发生短程硝化的最佳pH值为8.0～9.0,温度维持在25℃或25℃以上.

作 者：许功名 康建雄 孟少魁 熊向阳 XU Gong-ming KANG Jian-xiong MENG Shao-kui XIONG Xiang-yang  作者单位：许功名,康建雄,孟少魁,XU Gong-ming,KANG Jian-xiong,MENG Shao-kui(华中科技大学环境科学与工程学院,武汉,430074)

熊向阳,XIONG Xiang-yang(武汉理工大学资源与环境工程学院,武汉,430070)

刊 名：工业安全与环保  PKU英文刊名：INDUSTRIAL SAFETY AND ENVIRONMENTAL PROTECTION 年，卷(期)： 32(6) 分类号：X7 关键词：渗滤液   短程硝化反硝化   亚硝氮积累  

短程同步硝化反硝化 第3篇

深圳市南方水务有限公司 鹅公岭污水处理厂 深圳 518111

摘要：在水处理过程中，工艺的选择往往关系到水处理的最终效果。基于目前水处理的工艺发展，改良的AAO工艺得到了广泛的应用，并取得了积极的应用效果。但是考虑到改良AAO工艺的特殊性并结合实际，只有在改良AAO工艺中建立同步硝化反硝化和反硝化除磷反应，才能达到提高工艺、出水效果及降低运行费用的目的。基于这一认识，我们应认真分析改良AAO、同步硝化反硝化和反硝化除磷工艺的特点，主要是想，根据工艺要求，重点做好同步硝化反硝化和反硝化除磷工艺的建立，保证改良AAO工艺优化后能够取得积极的应用效果。

关键词：改良AAO工艺；同步硝化反硝化工艺；反硝化除磷工艺

一、前言

在污水处理厂中，污水的处理效果是衡量污水处理厂整体效益的关键指标。然而，改良AAO已不能满足目前污水的碳源低、磷和氮负荷高的外部环境，通过对污水处理厂的工作过程进行分析后可知，根据污水处理厂的现实需要，考虑到污水处理厂进水水质特征和节能降耗需求的现状，只有积极应用改良AA/O工艺，并在此基础上建立SND和反硝化除磷工艺，才能保证污水处理厂的水处理效果满足实际需要，并达到预期目标。基于这一认识，我们应在改良AAO工艺运行建立优化控制的条件和策略引，并讨论其影响的因素，实现高效的脱氮除磷功能，提高污水处理效果。

二、SND和反硝化除磷工艺的原理和特点

根据传统生物脱氮理论，脱氮途径一般包括硝化和反硝化2个过程，而在时间或空间上造成交替缺氧和好氧环境的同一个反应器中进行，即同步硝化反硝化（SND）。

反硝化除磷是利用厌氧/缺氧交替环境来代替传统的厌氧/好氧环境来培养出一种以硝酸根作为最终电子受体的反硝化聚磷菌（DPB）为优势菌种，通过其代谢作用来同时完成过量吸磷和反硝化作用而达到脱氮除磷的双重目的。

SND和反硝化除磷相结合的特点是应用于城市污水处理时不但能克服碳源不足，处理相对来较高的氮和磷负荷；而且能节省曝气量，减少回流量和剩余污泥量，有节能降耗的效果。

三、在改良AAO工艺中建立SND和反硝化除磷工艺的主要需求

从当前污水处理厂的工况指标和处理出水效果需求来看，改良AAO工艺已经难以满足水处理需要，结合污水处理厂的污水处理实际，之所以要在改良AAO工艺中建立同步硝化反硝化工艺，其主要需求主要表现在以下几个方面：

1.AA/O工艺存在的主要问题

氮磷的去除较复杂，涉及释磷、吸磷及硝化和反硝化等多个生化反应过程。而且这些过程产生了不同程度的矛盾关系，如碳源、泥龄、硝酸盐、硝化和反硝化容量、释磷和吸磷容量等问题。这些矛盾的本质主要是多种功能细菌群共存于同一个污泥系统，各种细菌所要求的最适宜条件各不相同，系统不能同时满足不同细菌的最佳需求，必然造成功能菌群之间的竞争。功能菌群对环境、营养物质和生存空间的竞争就构成了AA/O工艺在實际应用中达到一级A排放标准存在一定的难度和局限。

2.污水处理厂中碳源不足、氮和磷的含量高，决定了在改良AAO工艺中建立SND和反硝化除磷工艺

从污水处理厂进水的现有检验指标来看，污水中碳源严重不足、氮和磷的含量非常高，提高了污水处理的难度。在针对污水中的氮和磷的处理过程中，改良AAO工艺取得了积极的应用效果。但是考虑到污水中氮和磷超标严重的情况，单纯采用改良AAO工艺已经难以满足污水处理要求。经过对水处理工艺进行研究后可知，在改良AAO工艺中建立SND和反硝化除工艺，是提高污水处理效果和降低水中氮和磷含量的有效措施。因此，原污水中营养比例严重失衡是推动在改良AAO工艺中建立SND和反硝化除磷工艺的重要因素。

3.污水处理厂节能降耗任务的现实需求

在污水处理厂的水处理过程中，基于节能降耗的必然需求，要想满足节能降耗需要，就要从污水处理工艺入手，确保污水处理工艺能够在实效性上满足需要。根据这一需求，结合当前污水处理的先进工艺和成熟的处理经验，改良AAO工艺具有广泛的应用前景。除此之外，在改良AA/O工艺中建立SND和反硝化除磷工艺，也是对AA/O工艺的重要补充。

四、实现SND和DNPAOs相结合的途径

由于硝化菌的好氧特性和反硝化聚磷菌的聚磷特性，很可能在好氧区和缺氧区中实现SND和反硝化除磷。

1.利用好氧活性污泥絮体中的缺氧区来实现。

2.利用缺氧池功能环境来实现。

3.利用好氧池安装的曝气装置本身就不可能完全地均匀曝气而出现的局部缺氧/好氧交替的环境实现。

要实现以上目的及高效的同步硝化反硝化和反硝化除磷效果，必需创造以下条件：

1.维持低溶解氧浓度。

2.进水应有足够的碳源，并在流动过程中尽量减少碳源被氧化。

3.好氧池内应维持较大尺度的活性污泥。

五、建立SND和反硝化除磷工艺的具体过程分析

下面以鹅公岭污水处理厂工程为实例浅析建立SND和反硝化除磷工艺的过程及讨论。

1.鹅公岭污水处理厂主要概况

污水处理厂于2011年投产，设计处理规模5万m3/日，采用改良AA/O工艺，出水浓度执行一级A标准。

生化池分成两组，每组进水依次经预缺氧区、厌氧区、缺氧区、好氧区；混合液回流至缺氧区，污泥回流至预缺氧区。厌氧区和缺氧区有ORP仪，好氧区末端有DO仪和MLSS仪在线监测。好氧区分为4格室，每格有7个空气阀门以控制供氧大小，两组池各有一个空气总阀门。

主要设备参数：提升泵Q=1400m3/h，3用一备；电磁悬浮鼓风机Q=6000m3/h，P=190KW，2台。

污水特征：进水浓度COD偏低，BOD/COD<0.4；磷和氮含量偏高，TP经常超出设计标准1～2倍，偶尔超出2～3倍，冬天浓度高尤为明显。

2.SND和反硝化除磷工艺相结合的建立

根据往年经验，该厂好氧末端DO浓度控制在2～3mg/L时，出水氮的主要产物是硝酸盐，氨氮和亚硝酸盐氮浓度都接近于0。因此，为实现目的，建立过程分二个运行阶段Ⅰ和Ⅱ，相应DO浓度分别为1.2±0.2mg/L和0.6±0.2mg/L。

为避免低DO浓度运行造成出水氨氮浓度超标，基于工艺和水质正常时的运行经验，对1#和2#生化池分别进行阶段Ⅰ和阶段Ⅱ试运行。2014年6月开始，调节生物池上的空气阀门，将1#好氧区1和2格室的DO浓度控制在2～3mg/L，3和4格室的DO浓度控制在1.2±0.2mg/L；将2#好氧区1和2格室的DO浓度控制在1.5～2.0mg/L，3和4格室的DO浓度控制在0.6±0.2mg/L。在试运行中定期从生化池的缺氧区和好氧区的不同棋格室收集水样，对COD、氨氮、（亚）硝酸盐氮、总氮、总磷、磷酸盐、好氧池前中端DO进行定期监测，而对PH、ORP、MLSS和池末端DO每天在线监测。

经过2个污泥龄周期的调整和运行，整理监测数据分析：A、当好氧池末端DO浓度控制到1.2±0.2mg/L时，好氧池出水氨氮浓度上升，但幅度微小，硝酸盐浓度降低，回流至缺氧区的硝酸盐浓度也随之降低，但是氨氮浓度在缺氧区出现大幅度下降，说明出现了SND现象；缺氧池前后端磷浓度下降，说明出现了吸磷现象。B、当好氧池末端DO浓度控制到0.6±0.2mg/L时，出水亚硝酸盐浓度上升，那么回流至缺氧区的硝酸盐浓度较低，缺氧吸磷时缺乏电子受体，导致缺氧区磷的去除率下降，虽然氨氮浓度下降梯度变小，硝化速率下降，但是出水总氮去除率增加了，反硝化速率有所上升，SND程度上升。至此，在实际工程的改良AA/O中已成功初步建立SND和反硝化除磷。取得明显效果后，两组生化池末端DO浓度均控制在0.6±0.2mg/L。

3.运行结果及讨论

成功建立了SND和反硝化除磷工艺后，经过2个月的试运行，取得了良好的工艺、出水和节能效果。

1）磷和氮的去除效果得到明显的提升。缺氧除磷量占总除磷量的80%以上，平均生物去除率达到95%以上，总氮去除率达到83%，这与王晓莲等研究报道基本一致。同时，减少了化学辅助除磷药剂在进水总磷严重超过设计值的情况下的投加量。

2）碳源得到有效利用。SND的出现使得出水硝酸盐浓度降低，减少了污泥回流至预缺氧区的硝酸盐浓度，从而减小了COD的初始消耗；低DO浓度运行，亚硝酸盐氮出现并累积，回流至缺氧区时直接被还原，跳过了 转为 这个环节，节省了碳源。

3）污泥的沉降性能明显提升。污泥浓度有所上升，但是SV30和SVI出现明显下降，分别由原来60～70和100～110降至20～30和60～70，二沉池池面由微混浊和漂泥变得非常清澈，污泥的沉降性能明显提高。

4）良好的节能效果。改良AA/O工艺DO一般控制在2mg/L左右，优化工艺后DO控制在0.6mg/L左右。若进水水质浓度在正常范围内，供氧量由4500m3/h降到3000m3/h，可节省供氧量33%。

4.实践的经验总结

由于SND和反硝化除磷工艺的工程运用尚不够完善，笔者结合学者研究和实践经验进行了简单的总结。

1）低DO浓度控制是最关键的一环。厌氧区和缺氧区的DO浓度应保持在0.2mg/L以下，只有保证严格的DO浓度，使缺氧硝化和反硝化反应、厌氧释磷与缺氧吸磷处于平衡状态，才能取得高效的脱氮除磷。所以说，操作人员需要很好地控制DO。需要注意的是，长期低DO浓度运行，可引起污泥膨胀；适当提高好氧池前端的DO，可有效解决这个问题。

2）配合ORP参数进行指导。实际运行中，我们还结合厌氧区的ORP参数辅助调整，若ORP在-200mv～-300mv，我们发现总磷的去除率极高，达95%以上。

3）适当提高污泥浓度，延长污泥龄。高浓度的污泥混合液有利于污泥絮凝，更可能存在一个缺氧区，形成有利于反硝化的微环境，过分地充氧，必然是气泡的剧烈扰动，活性污泥颗粒很难长大。污泥龄延长，污泥易于在系统内絮凝。

4）维持充足的碳源。系统内功能菌群的特性及电子受体的存在形式和COD有密切的关系。本文介绍建立的工艺虽然在一定程度上克服了碳源的不足，但若进水COD浓度过低，无论如何调整工艺将无法让出水水质达到理想的效果。

5）合适的混合液回流比。混合液回流量过低，向缺氧区提供不了足够的硝酸盐，而缺氧吸磷需要以硝酸根作为电子受体。回流量过高，大部分污泥不能完整地经历厌氧释磷、缺氧吸磷和好氧吸磷反应过程。

整体来说，各个条件之间的关联性非常强，要想使建立的系统处于优化并长期稳定的状态，了解微生物变化及组成才是控制生物脱氮除磷、同步硝化反硝化脱氮、反硝化除磷系统运行的关键。遗憾的是，由于条件的限制及水量水质浓度波动的外部环境，笔者未能更深入地进行实践。

六、结论

实践证明，通过对系统DO浓度的有效控制在改良AA/O工艺中建立稳定SND和反硝化除磷性能是可行的。当进水浓度在设计值内或超出其范围不大且碳源充足的情况下，DO控制在0.6±0.2mg/L时，出水优于一级A标准。

在改良AA/O工艺上建立SND和反硝化除磷，其優势表现在：在不改变现在反应容器的前提下，提高处理负荷；有效利用碳源，现有工艺结构条件下提高磷和氮的去除率；低DO浓度运行，节省供氧能耗；减少内回流泵的能耗。

通过试运行和本文的浅析可知，在污水处理厂中，在改良AAO工艺中建立SND和DNPAOs是提高污水处理质量的必然选择。之所以这样认为，主要是因为同步硝化反硝化因为具有能耗低、物耗低、反应器容积小、操作灵活、具有较高的脱氮除磷效果等诸多优点，受到人们的关注。目前，国内外学者对同步硝化反硝化研究尚处于实验室阶段，对其作用机理及动力学模型正在做进一步的研究工作，对SND和反硝化除磷技术进行深入研究，为其在实际的设计及运行中提供理论依据和技术参数，是摆在水处理工作者面前的重任。因此，我们应认真分析改良AAO工艺中建立SND和DNPAOs的必要性，并提高其构建的质量。

参考文献：

[1]王晓莲，彭永臻.AA/O法污水生物脱氧除磷处理技术与应用.北京：科学出版社，2009

[2]王洪臣等著.5F-AA/O--脱氮除磷工艺的实践与探索.北京：中国建筑工业出版社，2009

[3]周少奇，周吉林；生物脱氮新技术研究进展[J]；环境污染治理技术与设备；2012年06期

[4]曹雪梅，彭永臻，王淑莹.缺氧区、好氧区容积比对AA/O工艺反硝化除磷的影响.中国给水排水，2007，23（3）：27-30

[5]周康群，刘晖，孙彦富，周遗品，刘洁萍.AA/O工艺缺氧池中反硝化聚磷菌的比例、特性研究及菌株鉴定.环境污染与防治，2007，29（6）：437-442

[6]聂福胜，罗万申.深圳市南山污水处理厂除磷脱氮工艺设计.中国给水排水，2002，18（8）：53-55

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（一）室内消火栓的设置范围

（1）高层建筑的主体及裙房内；（2）消防电梯前室或与防烟楼梯间的合用前室内，方便消防队员尽快利用消火栓向火灾发起进攻和开辟通道；（3）避难层内设置用于人员自救保护；（4）屋顶或直升飞机停机坪处，用于检查消火栓压力和防止火灾蔓延至顶层及保护人员的作用；（5）室内消火栓箱内应设消防卷盘，用于非消防专业人员扑救初起火灾。

（二）室内消火栓设置的技术要求

（1）消火栓充实水柱需经水力计算，且不小于13 m，以避免浓烟高热对灭火工作的影响，又能保证消防队员正常使用；（2）消火栓间距在高层内不大于30 m，在裙房内不大于50 m，保证两股充实水柱同时到达同层内任何部位；（3）采用分区给水系统，有串联供水和并联供水两种方式，当消火栓栓口处的出水压力大于0.5 MPa 时，应设减压装置；（4）屋顶水箱。为了保证初起火灾时消防用水量和消防水压的要求，超高层建筑屋顶水箱设置高度应满足最不利点消火栓静水压力0.15 MPa。不能满足时，应设气压水罐或稳压泵等增压设施。如是并联给水方式，其分区消防水箱的容量应与高位消防水箱的容量相同，发生火灾时，消防水泵供给的消防用水应进入高位水箱，而串联给水方式中是允许的；（5）水泵接合器。在消防车供水压力范围内的各个分区均需分别设置水泵接合器。

总之，防火一定要从设计、维护方面双管齐下，从设计源头做好防火要求，从维护方面时刻做到科学的预防和管理。广大设计人员需要通过对高层建筑的深入了解和对防火知识的全面掌握，才能从设计方面将建筑的防火安全性能发挥到极致，同时与管理和消防协调配合，做到预防为主，将先进的建筑防火技术有效的运用到高层建筑的防火设计环节中，将很大程度上遏制火灾事故的发生，充分保障國家利益和人民群众的生命、财产安全。

参考文献：

[1]刘劲松.论高层建筑防火工程中的设计[J].中小企业管理与科技（下旬刊），2010（9）.

[2]丁 承.高层建筑防火设计浅析[J].价值工程，2011（21）.

短程同步硝化反硝化 第4篇

1 实验方案与设备

1.1 实验装置

反应装置为耦合式SBR反应器 (图1) 所示, 由有机玻璃制成, 反应器长、宽、高分别为35cm、35cm、120cm, 有效容积为120L, 反应器上部放置可供微生物附着生长悬浮填料, 下部为悬浮生长污泥区。

附着- 悬浮短程硝化- 反硝化除磷工艺运行过程为:污水首先经过底部悬浮污泥进行厌氧释磷和有机物的吸收, 同时开始对上方生物膜曝气进行好氧硝化反应;厌氧结束后, 通过回流泵把上方硝化液循环至下方厌氧进行反硝化除磷;缺氧吸磷完毕进行沉淀;最后利用水流的承托作用实现同步进行和溢流排水过程。

1.2 试验检测及分析方法

1.2.1 化学分析

DO, ORP, p H采用德国WTW公司的手提式p H溶氧测试仪在线测定, NH4+-N采用水杨酸分光光度法测定, NO2-N采用N- (1-萘基) -乙二胺盐酸盐光度法测定, NO3-N采用紫外分光光度法测定, TP采用钼酸铵分光光度法测定, CODcr采用重铬酸钾法测定。

2耦合后的运行效果

将城市污水短程反硝化除磷工艺各阶段参数列表1。

运行30 d后, 经过典型周期的检测, 结果显示:一个周期内最大释磷量高达12.4 mg/L, 出水磷酸盐含量仅为0.97 mg/L;短程硝化菌NO2--N的积累量高达18.0 mg/L, 缺氧结束出水NO2--N含量为0.1 mg/L。上述结果表明, 短程硝化细菌和反硝化除磷菌在耦合系统内均实现了良好的生长。系统耦合两周后, 连续三个月每周对COD、氨氮、TP等指标监测两次, 通过监测可以得出耦合后的系统对有机物、氨氮和TP有较稳定的去除效果, 去除率分别达到89%、90%和84%。

将两个独立的系统耦合后, 结果显示:出水COD浓度为25.9mg/L, 短程硝化菌亚硝酸盐的积累量高达18.04 mg/L, 缺氧结束出水亚硝酸盐的含量为0.1 mg/L。一个周期内最大释磷量高达12.98 mg/L, 出水磷酸盐含量仅为0.97mg/L;耦合后的反应器内COD、NH4+-N、TP都表现出较好的去除效果。上述结果表明将短程硝化和反硝化除磷两污泥在一个反应器中成为现实。

2.2 短程硝化过程中p H的变化特征

如上图4 所示p H值出现明显的变化, 由初始的7.38 逐渐下降到6.62 左右, 接着又升至7.82, 出现拐点的位置与溶解氧转折点相对应。其原因为, 短程硝化反应初期, 亚硝酸菌进行短程硝化反应, 产生酸性物质导致p H下降, 到第180min降到最小值, 亚硝化程度最大, 之后p H值稍有回升, 主要是由于反硝化过程产生一定的碱度引起的。由此可知, 短程硝化的程度与p H值有密切关系, 可通过p H控制短程硝化过程。

2.3 反硝化除磷过程中p H和ORP的变化

在反硝化除磷过程中, 以p H值和ORP作为在线控制参数, 每间隔5min取值记录。

从图5 可以看出, 反硝化脱氮除磷阶段在厌氧阶段, ORP值持续下降, 由厌氧开始时的- 30.4mv, 下降到- 263.2mv。在厌氧运行180min后, 向系统中投加亚硝酸盐作为电子受体, 反硝化聚磷菌开始缺氧吸磷, 作为电子受体的亚硝酸盐浓度和体系的磷酸盐浓度逐渐降低。亚硝酸盐的加入使反应器内氧化态物质增加, 在215min时达到最大值, 为- 166.9mv。随后ORP值开始下降;反应进行至260min, ORP下降趋势明显变缓, 并最终保持在0.04mv/min的速率。从图2~4 中可以看出, 当反应进行300min时, 反应器中磷酸盐的浓度值为0.3mg/L, 亚硝酸盐的浓度趋近于零, 由于受到缺少电子受体, 缺氧吸磷反应终止, ORP拐点的出现标志着缺氧反应的结束。

从图5 可知, 厌氧阶段p H值持续下降, 厌氧释磷, 产酸发酵, 使p H值由初始的7.82, 最后转变为6.62。随着系统COD的消耗, 磷酸盐量的增加速度变缓, p H值下降逐渐平缓。在缺氧阶段, p H值保持几乎匀速上升, 反硝化反应中NO2-- N被反硝化聚磷菌还原为氮气, 产生碱度使p H值上升, 过一段时间后又缓慢上升的原因与生化反应的动力有关。至反应进行至300min时 (即缺氧吸磷反应进行150min ) , p H值上升至最大值7.81, p H值变化的转折点标志着缺氧吸磷和反硝化反应的结束。

3 短程硝化反硝化除磷工艺的控制研究

3.1 自动控制要求

进水阶段, 控制进水泵工作0.5h。进水结束, 开始厌氧阶段和好氧硝化。反应阶段, 要求在3 小时的范围内, 反应过程通过PH传感器控制, 数值达到要求后停止反应 (停止搅拌和曝气) 。回流阶段, 要求在2h~3h的范围内, 循环泵动作, 当PH传感器数值达到要求时回流停止。静止 (沉淀) 阶段, 要求全部动作停止0.5h, 然后再进行进水环节0.5h。

3.2 自动控制系统实现

3.2.1 手动控制

组态界面, 手动控制设置为1, 自动控制设置为0。按下组态界面手动控制区域各阶段按钮, 可实现各阶段的启停。

3.2.2 自动控制

组态界面, 自动控制设置为1, 手动控制设置为0。设定好p H给定值, 按下启动按钮, 系统开始自动运行, PLC采集运行时间信号, 自动判断各阶段运行时间是否达到设定值, 达到则关闭该阶段, 自动进入下阶段, 并自动采集p H传感器监测信号, 自动监测系统各阶段运行状态, 从而实现系统运行时间和p H值双重控制。

3.2.3 自动控制系统结构设计

根据控制过程, 该系统由现场仪表、PLC及监控系统三部分组成。本套PLC采用Simens S7- 200 CPU266 模块、Siemens EM235模块。现场仪表采用p H传感器。监控系统采用一台PC, 用PC ACCESS建立OPC服务器, 并在OPC服务器建立所需访问的数据, 用IFIX的OPC客户端与PC ACCESS数据链接, 通过OPC可以实现其PLC与IFIX之间的数据交换。

3.2.4 自动控制流程

本系统的编程软件采用了西门子公司的STEP 7- Micro WIN V4.0 incl. SP6 编程软件, 可实现对现场模拟量信号的采集, 及按量程转换为可在人机界面中直接显示的十进制数据, 同时接收上位机发出的控制命令控制系统运行。在控制策略上找到NH4+- N的最低点可以通过以下途径:通过p H在线探头, 每隔一定的时间如5min读取在线数据p H (i) 反馈给计算机, 计算机把得到的数值p H (i) 和前一个数值p H (i- 1) 进行比较, 如果p H (i) <p H (i- 1) >, 可认为硝化没有完成, 此时继续曝气。如果p H (i) >p H (i- 1) , 理论上硝化已经完成, 但不停止曝气, 看下一个l0min的数值p H (i+1) 和p H (i) 的大小, 如果p H (i+1) >p H (i) , 则停止曝气, 如果p H (i+1) <p H (i) , 则前面的数值是仪器读数误差引起, 继续曝气。这样即使达到了硝化终点, 也会多出l0min的曝气保证时间, 提高系统的安全系数。根据我们的试验结果l0min的硝化保证时间已足够, 若出现两次以上的读数误差, 则应该对p H探头进行校正。通过这样的控制策略运行SBR反应器既可以保证硝化的完成, 又能节省曝气量, 节约电耗, 还能形成短程硝化反硝化。

4 结论与展望

(1) 耦合后的系统研究一般只是考察对污染物的处理效果, 而未能对系统内不同微生物菌种进行定性和定量的分析。 (2) 条件允许的情况下, 可以建立数学模型对两者的耦合效果进行理论预测, 以利于更好地指导两种菌种的耦合。 (3) SBR工艺污水处理过程需控制的参数较多, 常规控制难以达到要求。需要建立实现多变量、多目标的SBR工艺过程控制系统。

摘要：本实验将短程硝化和反硝化除磷相耦合而构建悬浮-附着式SBR短程反硝化脱氮除磷工艺, 对其处理低碳源城市污水处理中过程控制进行研究。耦合实验结果表明, 以p H、ORP作为控制参数, 系统对氨氮、COD和TP的去除率分别达到90%、85%和80%以上。自动控制应用结果表明, 实时监测p H的变化趋势与前期的研究结果较为一致, 因此可以通过实时控制p H以控制反应的进程。

关键词：自动控制,短程硝化,反硝化除磷,附着-悬浮式SBR

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短程同步硝化反硝化 第5篇

MBR同步硝化反硝化及异养硝化试验研究

在以限制混合液溶解氧浓度方式运行的MBR反应器中,通过改变进水COD/TKN、混合液DO浓度等工艺参数,研究了对系统中同步硝化反硝化(SND)过程的`影响因素.根据试验结果探讨了MBR系统中所实现的SND机理,同时对系统中存在的异养硝化细菌进行了分离培养,并对其硝化特性进行了初步研究分析.试验结果表明:影响系统SND的主要因素是进水COD丌KN和反应器中控制的混合液DO浓度.系统中存在一定量的异养硝化菌.

作 者：林燕 何义亮 李春杰 王崇 孔海南 LIN Yan HE Yi-liang LI Chun-jie WANG Chong KONG Hai-nan 作者单位：上海交通大学环境科学与工程学院,上海,40刊 名：环境科学与技术 ISTIC PKU英文刊名：ENVIRONMENTAL SCIENCE & TECHNOLOGY年，卷(期)：29(1)分类号：X131.3关键词：SND 异养硝化 MBR 硝化特性

短程同步硝化反硝化 第6篇

该专利涉及一种对氨基二苯胺生产废水短程反硝化积累亚硝态氮的方法。具体方法如下:将对氨基二苯胺生产过程中产生的含甲酸废水与含硝酸根的废水混合, 调节废水的碳氮比和p H, 添加氮、磷营养盐, 经过沉淀、气浮等处理后, 通过缺氧短程反硝化反应去除废水中的高浓度有机物, 并产生含亚硝态氮的出水, 以利于后续的厌氧氨氧化反应。该专利方法投资少、收益高、操作简便、处理效果稳定, 产生的废水可进一步处理利用, 既达到了减排废水的目的, 又提高了经济效益。/CN103663846 A, 2014-03-26

短程同步硝化反硝化 第7篇

根据膜生物反应器系统中同步硝化反硝化的实验研究,认为膜生物反应器系统中同步硝化反硝化的机制可以从微观环境和微生物学机理两个方面进行解释[1,2]。从微生物学角度来看,由于超滤膜的强制截留作用,使得自养型硝化菌和异养型反硝化菌能够在MBR中并存,从而使同步硝化-反硝化的发生成为可能。硝化细菌是自养型好氧微生物,依靠氨氮和亚硝酸盐氮的氧化获得能量生长,需要氧气作为呼吸的最终电子受体;反硝化细菌大多为异养性兼性厌氧微生物,在缺氧和低溶解氧的条件下利用有机物的氧化作为能量来源,而将硝酸盐和亚硝酸盐作为无氧呼吸时的电子受体。对于反硝化细菌来说,氧气的存在对反硝化过程有抑制作用,主要表现在电子受体(氧气、亚硝酸盐、硝酸盐)之间争夺电子的能力差异上,通常氧气接受电子的能力远远高于亚硝酸盐和硝酸盐,但是氧气的存在对绝大部分反硝化菌本身并不抑制,而且这些细菌呼吸链的某些成分甚至需要在有氧的条件下才能合成。从微观环境角度而言,由于MBR中能够存在高浓度的活性污泥,限制了氧气向污泥絮体内部的扩散,因而在污泥絮体内部能够形成缺氧环境,在这种条件下,硝化反应可以在有氧的污泥絮体表面进行,而反硝化则可以在缺氧的絮体内部进行。基于上述分析进行了一体式膜生物反应器中同步硝化-反硝化动力学模型的推导[3]。

1同步硝化反硝化基础动力学

1.1硝化反应基础动力学

生物硝化是在两组自养型硝化细菌-亚硝酸细菌和硝酸细菌的作用下,将氨氮转化为硝态氮的反应过程。硝化作用作为生物硝化-反硝化脱氮系统的第一步,它的好坏将直接影响脱氮效率。

自养型硝化细菌增殖与底物去除的动力学模型与异养型细菌的动力学模型相似。亚硝酸细菌和NH 4+-N,以及硝酸细菌和NO 2--N的关系可以用Monod方程来表示:

(1)式中μ为硝化菌的比增长速率;μmax为硝化菌的最大比增长速率;KS为底物的饱和常数,其值为μ=μmax/2时的底物浓度;S为底物(NH 4+-N或NO 2--N)浓度。

亚硝化菌和硝化菌的反应速率常数见表1,其中总过程表示把整个硝化作用作为一步看待时得到的结果。

由式(1)可以看出,当KS S时,可以认为比增长速率μ与底物浓度S之间呈零级反应关系。一些研究表明,稳定状态下,硝化过程中由NO 2--N转化为NO 3--N的速率很快,NO 2--N很少积累,说明NH 4+-N转化为NO 2--N是硝化反应的控制步骤,因此式(1)可改写为[4,5,6]

(2)式中,μ为亚硝酸菌的比增长速率;μmax为亚硝酸菌的最大比增长速率;SNH 4-N为氨氮的浓度;KS为底物的饱和常数。

1.2反硝化反应基础动力学

影响反硝化细菌进行同化作用和异化作用的底物有两种:NO 3--N和有机物。研究表明[4,5],反硝化细菌的增殖与NO 3--N和有机物的关系可以用式(3)表示

(3)式中,μ和μmax分别表示反硝化细菌的比增长速率和最大比增长速率;S和N表示污水中有机物和NO 3--N的浓度;KS和KN分别对应于有机物和NO 3--N的饱和常数。反硝化过程的反应速率常数见表2。

KS一般的取值范围为(5～10)mg/L,KN在(0.2～0.5)mg/L之间。因为硝化出的NO 3--N浓度一般大于(2～4)mg/L,所以KN与N相比可以忽略;又因为为了能使反硝化作用以最大速率进行,必须有过量的有机物存在,这时KS和S相比很小可以忽略不计,于是式(3)简写为:

*以甲醇作为碳源

式(4)表示当有机物大大过量时,反硝化速率遵循零级反应关系。研究证明硝酸盐浓度只要超过0.1mg/L,便对反硝化反应速率无影响。因而认为反硝化速率与NO 3--N之间的呈零级反应关系,而与反硝化细菌的浓度呈一级反应关系[4]。如式(5)所示:

式中,表示反硝化速率;x表示反硝化细菌的浓度;K表示反硝化反应速率系数。

2同步硝化反硝化反应动力学模型的推导

实验流程如图1所示。由进水泵将原水箱中的原水打入反应器上部的进水口,随着原水的流入,水位上涨,达到预定的高水位时,高水位液位计发出电信号,进水泵停止工作,进水结束。膜组件通过PLC控制,实现间歇出水,出水时间的控制采取出6停2的方式,即出水泵连续工作6分钟后停止运行2分钟,再运行6分钟停2分钟的循环方式。当反应器中水位到达低液位时,出水泵停止出水,进水泵开始工作,从原水箱中抽取原水送至反应器。试验工艺参数为:MLSS为6 520mg/L,DO维持在0.8mg/L左右,pH为7.1,水温为20～22℃。

实验结果见图2和图3所示,在此基础上进行了同步硝化-反硝化动力学模型的推导。

进行模型推导时,主要的假设条件如下。

(1)在反应周期内,通过检测反应前后污泥浓度的变化,发现污泥增长量较少,故假定活性污泥中硝化菌和反硝化菌的性质和数量稳定,不随时间的变化而变化。即忽略同化作用对氮类物质变化的影响。

(2)硝化反应和反硝化反应同时进行,互不干扰,并且都符合Monod模型。因此,MBR反应器中NH3-N的变化可以认为完全是由于硝化作用引起的,并用式(6)来表示:

(6)式中:SNH为氨氮浓度(mg/L);KNH为氨氮的饱和常数(mg/L);YA为自养菌污泥产率系数(kg/kg);μA为自养菌最大比增长速率(h-1);SO为溶解氧浓度(mg/L);KOA为自养菌溶解氧饱和常数(mg/L);XBA为自养菌浓度(mg/L)。

式中,YA、μA、SO、KOA、XBA均为常数,根据表1,KNH取值范围在0.3～0.7mgNH3-N/L之间。在试验的前期和中期,氨氮的含量均远大于KNH,故将式(6)简化为:

(7)式中:k为常数。

从式(7)可以看出,硝化过程中氨氮的变化呈线性降低,这也与试验结果(图2所示)基本相吻合。

根据试验结果,对数据进行拟和,如图4所示。由此可以得到k值为4.07。

因此硝化反应的模型为:

对MBR反应器中NO 3--N做物料衡算,列方程如式(8)

在整个试验期间,NO 2--N的含量均较低,可以近视认为硝化过程中氨氮完全转化成NO 3--N,因而可以得到式(9)

对于反硝化过程,则有

式中:SNO 3为硝酸盐氮浓度(mg/L);KNO 3为硝酸盐氮的饱和常数(mg/L);YH为异养菌污泥产率系数(kg/kg);μH为异养菌最大比增长速率(h-1);SS为有机物浓度(mg/L);KS为有机物饱和常数(mg/L);KOH为异养菌溶解氧饱和常数(mg/L);XBH为异养菌浓度(mg/L);ηg为污泥缺氧生长校正系数(0≤ηg≤1)。(10)式中,YH、μH、SO、KS、KOH、ηg、XBH均为常数,在试验过程中,间隔一段时间向反应器中补充一定量的有机物以满足同步硝化-反硝化对碳源的需求,反应器中的有机物浓度被维持在一个较小的范围内波动。KS取值一般在20mg/L左右,在试验期间,KS一直远低于SS。故将SS/(KS+SS)项看作常数。根据上述分析,可将式(10)简化为式(11)。

(11)式中A为常数。

对式(11)进行分项积分,得式(12)。

在前面已经解得k=4.07,将式(12)与试验结果(图2所示)用Matlab软件进行拟合,得到

因此同步硝化反硝化的动力学模型为

在模型中,求得反硝化过程中得硝酸盐氮饱和常数KNO 3=3.7mg/L,该值远远大于单级反硝化过程中得硝酸盐氮饱和常数(0.2～0.5mg/L)。由于同步硝化-反硝化的实现是依赖于好氧-厌氧的微环境,传质过程中扩散阻力的存在,使得反硝化过程缺氧区的硝酸盐浓度要比主体溶液中的硝酸盐浓度为低。因而反硝化实际进程要比主体溶液中相同硝酸盐氮含量的单级反硝化过程为慢,从而在模型上表现为硝酸盐氮的饱和常数值大为提高。

3结论与建议

在对硝化基础反应动力学和反硝化基础反应动力学分析的基础上,建立了一体式膜生物反应器中的同步硝化反硝化反应动力学模型。通过一体式膜生物反应器运行的实验数据和模型推导,求得的硝酸盐饱和常数KNO 3要远远高于传统单级反硝化过程中的硝酸盐饱和常数,从量化的角度解释了同步硝化反硝化现象,为进一步研究同步硝化反硝化模型和指导工程应用提供一定的借鉴。

摘要：在对硝化基础反应动力学和反硝化基础反应动力学分析的基础上,建立了一体式膜生物反应器中的同步硝化反硝化反应动力学模型。通过一体式膜生物反应器运行的实验数据和模型推导,求得的硝酸盐饱和常数KNO3要远远高于传统单级反硝化过程中的硝酸盐饱和常数,从量化的角度解释了同步硝化反硝化现象。

关键词：膜生物反应器,硝化,反硝化,同步硝化反硝化,动力学模型

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短程同步硝化反硝化 第8篇

本工作利用废刚玉石墨粉末代替活性炭,和废铁屑一起作为电极,采用短程硝化铁炭微电解工艺对焦化废水进行脱氮处理。不需耗电,降低了废水的处理成本,具有处理工艺简单、操作方便、占地面积小、设备投资低等优点。

1 实验部分

1.1 材料和仪器

实验用水取自丹东某煤化工公司的焦化生产排放废水,其中总氮(TN)质量浓度为360.0~430.0mg/L,pH约为9.0。所用试剂均为分析纯。废刚玉石墨粉末取自鞍山市胜威陶瓷厂;废铁刨花取自本校金工实习工厂。

SK 2-01型搅拌机:上海任重仪表电器有限公司;HLJ100型调速器:汇龙混合设备有限公司。

1.2 实验方法

取一定量的焦化废水和焦化废水经短程硝化的出水,分别加入微电解反应器内,用浓硫酸将其pH调至1.0~6.0。用稀硫酸浸泡废铁刨花以洗去废铁刨花上的铁锈,达到活化的目的。将活化后的废铁刨花与废刚玉石墨粉末以质量比为1∶(0.7~1.9)混合倒入微电解反应器中,再用搅拌机以180r/min的转速进行搅拌,搅拌时间控制在20~90min。然后将微电解处理后的废水用NaOH溶液调pH至8.0~9.5,待其沉淀,取上层清液测定其中的NH 4+-N、NO 2--N、NO 3--N、TN质量浓度。铁炭微电解实验装置见图1。

1微电解槽;2搅拌电机;3调速器

1.3 铁炭微电解法脱氮反应机理

1.3.1 电化学腐蚀作用

微电解法[4,5]是由铁颗粒和炭颗粒为电极组成的原电池,铁是活泼的金属,具有还原作用,铁作为阳极被腐蚀,炭作为阴极,发生如下电极反应。

有氧气时[6]

1.3.2 H+的还原作用

电极反应中得到的新生态H+具有很强的活性,能与废水中的NO 2--N、NO 3--N发生还原作用[7]。

1.3.3 Fe2+的混凝作用

从阳极得到的Fe2+在有氧和碱性条件下,会生成Fe(OH)2和Fe(OH)3,发生如下反应。

生成的Fe(OH)2和Fe(OH)3是高效絮凝剂,具有良好的脱色和吸附作用,可强烈吸附废水中的悬浮物、部分有色物质及微电解产生的不溶物[8,9]。

1.3.4 微电解反应的最终效果

在pH、铁炭质量比[m(Fe)∶m(C)]及反应时间控制适当时,可实现下列反应。

在pH、m(Fe)∶m(C)及反应时间控制不当时,会发生如下反应。

2 结果与讨论

2.1 废水pH对废水脱氮效果的影响

废水pH对废水脱氮效果的影响见图2。由图2可见:废水pH为1.0时,未经硝化处理的焦化废水经铁炭微电解反应后TN去除率为32.0%,经短程硝化铁炭微电解反应后TN去除率为74.8%,NO 2--N去除率达100%;随废水pH增加,脱氮效果逐渐变差。根据计算,未经硝化处理的焦化废水pH为9.0,当调节pH为1.0~2.5时,投加硫酸的费用达34.60元/m 3;经短程硝化后的焦化废水pH为5.8~6.5,调节pH为1.0~2.5时,投加硫酸的费用达16.00元/m 3,两者处理费用均较高。当pH为3.0时,未经硝化处理的焦化废水经铁炭微电解反应后的TN去除率为3.0%,经短程硝化铁炭微电解反应后TN去除率为32.1%,NO 2--N去除率为45.6%,将短程硝化后的焦化废水调节pH为3.0时,投加硫酸的费用仅为0.58元/m 3。综合考虑经济可行性和实验脱氮效果,短程硝化铁炭微电解反应废水初始pH调节至3.0为宜。

2.2 反应时间对废水脱氮效果的影响

反应时间对废水脱氮效果的影响见图3。由图3可见:随反应时间延长,废水的脱氮效果越来越好;反应时间为70min时,废水的脱氮效果最佳,未经硝化处理的焦化废水经铁炭微电解反应后的TN去除率为3.5%,经短程硝化铁炭微电解反应后的TN去除率为32.1%,NO 2--N去除率为25.5%;随反应时间继续延长,废水的脱氮效果变差。因此,短程硝化铁炭微电解处理焦化废水的最佳反应时间为70min。

由铁炭微电解反应机理可知,反应时间越长,氧化还原作用进行得越完全,但本工作是要将废水中的氮还原为N2,从废水中逸出,实现脱氮,而非深入还原到NH3-N,所以并非反应时间越长脱氮效果越好。同时,反应时间过长会使铁的消耗量增加,使溶出的Fe2+大量增加,并氧化成Fe3+,造成色度增大和最终产生的泥量大量增加。

2.3 混凝pH对废水脱氮效果的影响

混凝pH对废水脱氮效果的影响见图4。由图4可见,最佳混凝pH为9.0,在此条件下未经硝化处理的焦化废水经铁炭微电解反应后TN去除率为7.6%,经短程硝化-铁炭微电解反应后TN去除率为49.1%,NO 2--N去除率为56.0%。铁炭微电解反应出水加碱调节pH后,铁的絮凝作用可凝聚废水中的悬浮物,原电池周围的电场可富集废水中的胶体[10,11],并进一步吸附絮凝废水中的污染物,强化脱氮效果。因此,微电解反应后的溶液需经NaOH溶液调节呈碱性。

2.4 m(Fe)∶m(C)对废水脱氮效果的影响

m(Fe)∶m(C)对废水脱氮效果的影响见图5。由图5可见:m(Fe)∶m(C)为1.0∶(1.2~1.5)时,NO 2--N、TN的去除效果稳定;m(Fe)∶m(C)为1.0∶1.3时,废水脱氮效果最佳,未经硝化处理的焦化废水经铁炭微电解反应后TN去除率为6.0%,短程硝化-铁炭微电解反应后TN去除率为51.0%,NO 2--N去除率为57.0%。

2.5 不同工艺脱氮效果的比较

在废水pH为3.0、反应时间为70min、m(Fe)∶m(C)为1.0∶1.3、混凝pH为9.0的最佳铁炭微电解反应条件下,分别采用铁炭微电解和短程硝化-铁炭微电解工艺处理焦化废水,实验结果见图6。由图6可见:TN质量浓度为385.0mg/L的焦化废水,经铁炭微电解反应后TN质量浓度降至354.2mg/L,TN去除率为8.0%;经短程硝化后TN质量浓度降至370.0mg/L;焦化废水经短程硝化铁炭微电解反应后TN质量浓度从370.0mg/L降至192.4mg/L,TN去除率达50.0%。可见,采用短程硝化铁炭微电解联合工艺对焦化废水的脱氮效果显著。

3 结论

a)采用短程硝化铁炭微电解工艺对焦化废水进行脱氮处理,效果好于只采用铁炭微电解工艺。铁炭微电解的最佳反应条件:废水pH为3.0,反应时间为70min,m(Fe)∶m(C)为1.0∶1.3,混凝pH为9.0。在此最佳反应条件下,铁炭微电解工艺TN去除率为8.0%,短程硝化铁炭微电解工艺NO 2--N的去除率达57.0%,TN的去除率达50.0%。

b)采用短程硝化铁炭微电解工艺对焦化废水进行脱氮处理经济可行,采用废铁屑、废刚玉石墨粉末取代活性炭,具有以废治废的重要意义。

参考文献

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