水解酸化-反硝化-硝化组合工艺处理土霉素废水的效果

水解酸化-反硝化-硝化组合工艺处理土霉素废水的效果（2篇）

1.水解酸化-反硝化-硝化组合工艺处理土霉素废水的效果 篇一

絮凝气浮-水解酸化-SBR组合工艺处理水产品市场废水工程应用

介绍絮凝气浮、水解酸化和序批式间歇活性污泥法(SBR)处理黑嘴子码头水产品交易市场废水的工艺流程、工艺参数及主要经济技术指标.经过5年多的实际运行效果表明,该工艺具有良好的操作性和稳定性,当进水COD在5 000mg/L左右时,处理后水质可达到<中华人民共和国污水综合排放标准>中的二级排放标准,COD去除率在97%以上.

作 者：宫宇韬 刘伟丽 GONG Yu-tao LIU Wei-li  作者单位：宫宇韬,GONG Yu-tao(大连港口建设管理有限公司,辽宁,大连,116001)

刘伟丽,LIU Wei-li(大连力达环境工程有限公司,辽宁,大连,116001)

刊 名：水运工程  PKU英文刊名：PORT & WATERWAY ENGINEERING 年，卷(期)： “”(9) 分类号：X703 关键词：废水   絮凝气浮-水解酸化-SBR法   标准  

2.水解酸化-反硝化-硝化组合工艺处理土霉素废水的效果 篇二

关键词：同步硝化反硝化 (SND) ,氨氮废水,工艺参数

引言

传统生物脱氮方法包括硝化和反硝化两个阶段, 由于两个阶段反应需要的环境不同, 这就使硝化反应和反硝化反应或者在两个独立的具有不同DO浓度的反应器中进行, 如A/O工艺;或者是在时间或空间上造成交替缺氧和好氧的同一个反应器中进行, 如SBR、氧化沟工艺。一个过程分成两个系统, 条件控制复杂, 两者难以在时间和空间上统一, 脱氮效果差, 设备庞大, 投资高[1]。近年来, 好氧反硝化菌和异氧硝化菌等的发现打破了传统理论认为硝化反应只能由自养菌完成和反硝化反应只能在厌氧条件下进行的认识, 对于好氧反硝化, 低DO下的硝化, 异氧硝化, 自养反硝化等现象, 近年来生物学上的发现和进展已经可以给出令人满意的答案。许多好氧反硝化菌如Thiosphaera pantotropha, , Pseudomonas Spp, Alcaligenes faccahs等同时也是异氧硝化菌, 并因此能够直接的把NH4+转化为最终产物而逸出[2]。正是由于好氧反硝化菌、低DO下的硝化菌、异氧硝化菌及自养反硝化菌等的存在, 使得SND能顺利进行。国内外许多学者发现硝化反应和反硝化反应可以在同一操作条件下于同一反应器内进行, 即同步硝化反硝化 (SND) 。与传统生物脱氮技术相比, SND具有不可比拟的优越性:可以减少反应设备的数量和尺寸;降低氧气的供给, 从而节约能耗;减少碳源的投加等[3]-[7]。本实验通过控制影响SND的各因素, 找出了最佳工艺参数, 证实SND是一种极具有潜力的氨氮废水处理方法。

1 实验材料和方法

1.1 实验材料

活性污泥取自南京某污水处理厂, 淘洗过滤后加水稀释, 放入SND反应器中, 控制一定的DO、进水COD、进水p H, 以6小时为一个运行周期, 逐步提高进水的NH3-N浓度, 经过25天的驯化, 脱氮率已达85%以上, 系统基本稳定, 认为驯化完成。

实验所用模拟氨氮废水自行配制。其组分如下:NH4Cl, 葡萄糖, Na HCO3, 及少量微量元素如Fe, K, P等, 并用Na HCO3调节p H。

1.2 实验项目与分析方法

COD测定采用重铬酸钾消解法;p H值采用酸度计测定;DO采用CY-2型测氧仪监测;NH3-N, NO2-N, NO3-N分别采用纳氏试剂比色法, N-1萘-乙二胺比色法, 麝香草酚法。

1.3 实验方法

对影响SND的各因素分别进行单因素实验, 确定各个影响因素的最佳范围;在最佳的实验条件下, 连续运行一周期, 每隔一小时记录一次NH3-N, NO2-N, NO3-N浓度及COD值, 观察其运行情况。

1.4 实验装置

2 结果与讨论

2.1 DO对SND效果的影响

将进水NH3-N浓度控制在50mg/L~60mg/L左右, COD控制在600mg/L~800mg/L左右, p H值调到8左右, 通过调节DO范围, 连续运行6h, 沉淀1小时后检测系统中NH3-N、NO2-N, NO3-N及总氮的变化。实验结果图2:

由上述图表可知, 当DO在0.5~1.0mg/L时, 出水中NO2-N, NO3-N很少, NH3-N和总氮的去除率均较高, 表明氨氮已转化为氮气, 实现了同步硝化反硝化。而当DO达到2.0mg/L以上时, NH3-N去除率有所上升, 但总氮去除率却明显的下降。分析原因可能是由于活性污泥絮体已保持良好的好氧状态, 不能形成很好的DO梯度及缺氧的微环境, 使反硝化反应很微弱, 大部分NH3-N被氧化为NO3-N。当DO低于0.5mg/L时已是缺氧环境, 不满足系统中硝化细菌和亚硝化细菌的生长条件, 硝化反应被抑制, 从而也影响反硝化反应的进行。故氨氮和总氮的去除率均较低。

2.2 进水COD对SND效果的影响

将DO控制在0.5mg/L~1mg/L范围内, 并使进水NH3-N浓度保持在50mg/L~60mg/L左右, 控制其它条件 (MLSS, p H) 不变, 逐步增加进水COD, 观察其对SND的影响。

图3对比了不同进水COD状态下的氨氮去除率。可以看出, 当初始COD低于400mg/L时, 氨氮去除效果较差。这一现象表明, 在系统进水COD较低时, 无法为微生物的生长和反硝化过程提供足够的碳源, 从而阻碍了氨氮的去除。而当进水COD超过800mg/L后, 氨氮去除率有下降的趋势, 这可能是因为过高的碳浓度会使系统中异养细菌大量繁殖, 从而抑制了硝化菌的生长, 影响了氨氮的去除率。进水COD在600~800mg/L之间时, 氨氮去除率很高, 经过6小时可以达到85%以上。在这种情况下, 系统中的碳源除满足了微生物生长需要, 也满足了反硝化过程的需要。本研究结果表明, 进水COD/NH3很大程度的影响了SND的效果, 将进水COD/NH3控制在12左右为反应的最佳条件。

2.3 MLSS对SND效果的影响

本实验将通过改变污泥浓度来讨论其对SND的影响。将进水NH3-N浓度控制在50mg/L~60mg/L左右, 初始COD保持在600mg/L~800mg/L, 污泥浓度由低逐渐增大。实验结果如表1:

单位:mg/L

由表1数据知:当活性污泥浓度很低时, 如MLSS在1mg/L~3mg/L时, 去除率不高。而当MLSS升到4mg/L~6mg/L时, 去除率明显增大。当MLSS较低时, 由于曝气的搅动, 使得活性污泥絮体表面更新速率较快, 难以形成缺氧微环境, 因而难以产生反硝化作用, 从而影响硝化反应的化学平衡, 影响了脱氮率。而当MLSS大于4mg/L时, 污泥的粒径较大, 故可在絮体内部形成较大的缺氧区, 有利于反硝化进行, 提高了脱氮率。但MLSS过大 (如>7mg/L) 时, 由于粒径过大, 絮体过密, 使絮体内物质的传质受阻, 进而影响了絮体内微生物的代谢活动。故利于SND实现, 有较高脱氮率的MLSS宜在4mg/L~6mg/L之间。

2.4 进水p H对SND效果的影响

将实验条件如下控制:进水NH3-N浓度为50mg/L~60mg/L, COD为600mg/L~800mg/L, DO仍然保持在0.5mg/L~1mg/L, 通过调节初始p H值来讨论其对SND的影响。实验结果如表2:

单位:mg/L

由上述实验数据可得, 当进水p H值保持在7.5~8.5时, 脱氮率较好, 与硝化过程的最适p H值基本相同, 比反硝化的最适p H值略高。当p H值过高或过低时, 不利于硝化菌的增长, 使硝化反应受到抑制, 从而也影响了反硝化的进行, 最终使脱氮率下降。因此, SND顺利运行的最适p H值在7.5~8.5范围内。

2.5 实现SND的最佳工艺参数

本实验将在最佳条件下连续运行6h, 观察NH3-N、NO2-N, NO3-N浓度及COD一周期内的变化, 进水NH3-N浓度为57.32mg/L, COD为736.5mg/L, DO控制在0.5mg/L~1mg/L, p H值调到8, MLSS控制在5425mg/L。实验结果见图4、图5:

由上述两图可见:在最佳的工艺条件下, 氨氮及COD的去除率都较高, 系统中的NO2-N, NO3-N均很少, 绝大多数氨氮转化为氮气逸出。

3 结论

本实验详细研究了影响SND实现的各种因素, 得出控制溶解氧DO在0.5mg/L~1.0mg/L, 进水COD/NH3在12左右, MLSS在5g/L左右, 进水p H在8.0~8.5, 通过6个小时的连续反应, 氨氮去除率可以达到85%以上, 总氮去除率达到66%。说明同步硝化反硝化技术 (SND) 是一种有潜力的氨氮废水处理方法。

参考文献

[1]周少奇, 周吉林, 范家明.同时硝化反硝化生物脱氮技术研究进展[J].环境技术, 2002, 21 (3) , 38～44

[2]高廷耀, 周增炎, 朱晓君.生物脱氮工艺中的同步硝化反硝化现象[J].给水排水, 1998, (12) .

[3]Klangduen Pochana and Jurg Keller.Study of factors affecting simultaneous nitrification and denitrification (SND) [J].Wat.Sci.Tech.1999, 39 (6) , 61～68.

[4]Y.Wataeabe, S.Masuda and M.Ishiguro Simulaaneous nitrification and denitrification Wat.Sci.Tech.1999, 26 (3～4) , 511～522.

[5]张鹏, 周琪, 屈计宁, 顾国维.同时硝化反硝化研究进展[J].重庆环境科学, 2001, 23 (6) , 19～23.

[6]Klangduen Pochana and Jurg Keller.Model development for simultaneous nitrification and denitrification[J].Wat.Sci.Tech.1999, 39 (1) , 235～243.