废水中氨氮的去除

废水中氨氮的去除 废水中的氮常以合氮有机物、氨、硝酸盐及亚硝酸盐等形式存在。生物处理把大多数有机氮转化为氨， 然后可进一步转化为硝酸盐。目前采用的除氮工艺有生物硝化与反硝化、沸石选择性交换吸附、空气吹脱 及折点氯化等四种。 一、生物硝化与反硝化(生物陈氮法) (一) 生物硝化 在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称 为生物硝化作用。生物硝化的反应过程为： 由上式可知：(1)在硝化过程中，1g氨氮转化为硝酸盐氮时需氧 4.57g；(2)硝化过程中释放出 H+，将 消耗废水中的碱度，每氧化 lg氨氮，将消耗碱度(以 CaCO3计) 7.lg。 影响硝化过程的主要因素有：(1)pH值 当 pH值为 8.0～8.4时(20℃)，硝化作用速度最快。由于硝 化过程中 pH将下降，当废水碱度不足时，即需投加石灰，维持 pH值在 7.5以上；(2)温度 温度高时， 硝化速度快。亚硝酸盐菌的最适宜水温为 35℃，在 15℃以下其活性急剧降低，故水温以不低于 15℃为宜； (3)污泥停留时间 硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为 ＝0.3～0.5d-1(温度 20℃，pH8.0～ 8.4)。为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间 必须大于硝化菌的最小世代时间 。在实际运行中， 一般应取 ＞2 ,或 ＞2 ；(4)溶解氧 氧是生物硝化作用中的电子受体，其浓度太低将不利于硝化反应的 进行。一般，在活性污泥法曝气池中进行硝化，溶解氧应保持在 2～3mg/L以上；(5)BOD负荷 硝化菌是 一类自养型菌，而 BOD氧化菌是异养型菌。若 BOD5负荷过高，会使生长速率较高的异养型菌迅速繁殖，从 而佼白养型的硝化菌得不到优势，结果降低了硝化速率。所以为要充分进行硝化，BOD5负荷应维持在 0.3kg(BOD5)/kg(SS).d以下。 (二) 生物反硝化 在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将 NO2--N和 NO3--N还原成 N2的过程，称为反硝 化。反硝化过程中的电子供体(氢供体)是各种各样的有机底物(碳源)。以甲醇作碳源为例，其反应式为： 6NO3-十 2CH3OH→6NO2-十 2CO2十 4H2O 6NO2-十 3CH3OH→3N2十 3CO2十 3H2O十 60H- 由上可见，在生物反硝化过程中，不仅可使 NO3--N、NO2--N被还原，而且还可位有机物氧化分解。 影响反硝化的主要因素：(1)温度 温度对反硝化的影响比对其它废水生物处理过程要大些。一般，以 维持 20～40℃为宜。苦在气温过低的冬季，可采取增加污泥停留时间、降低负荷等措施，以保持良好的反 硝化效果；(2)pH值 反硝化过程的 pH值控制在 7.0～8.0；(3)溶解氧 氧对反硝化脱氮有抑制作用。一 般在反硝化反应器内溶解氧应控制在 0.5mg/L以下(活性污泥法)或 1mg/L以下(生物膜法)；(4)有机碳 源 当废水中含足够的有机碳源，BOD5/TN＞(3～5)时，可无需外加碳源。当废水所含的碳、氮比低于这个 比值时，就需另外投加有机碳。外加有机碳多采用甲醇。考虑到甲醇对溶解氧的额外消耗，甲醇投量一般 为 NO3--N的 3倍。此外，还可利用微生物死亡；自溶后释放出来的那部分有机碳，即"内碳源"，但这要求 污泥停留时间长或负荷率低，使微生物处于生长曲线的静止期或衰亡期，因此池容相应增大。 二、沸石选择性交换吸附 沸石是一种硅铝酸盐，其化学组成可示为(M2+，2M+)O.Al2O3.mSiO2·nH2O (m＝2～10，n＝0～9)， 式中 M2+代表 Ca2+、Sr2+等二价阳离子，M+代表 Na+、K+等一价阳离子，为一种弱酸型阳离子交换剂。在 沸石的三维空间结构中，具有规则的孔道结构和空穴，使其具有筛分效应，交换吸附选择性、热稳定性及 形稳定性等优良性能。天然沸石的种类很多，用于去除氨氮的主要为斜发沸石。 斜发沸石对某些阳离子的交换选择性次序为：K+，NH4+＞Na+＞Ba2+＞Ca2+＞Mg2+。利用斜发沸石对 NH4+的强选择性，可采用交换吸附工艺去除水中氨氮。交换吸附饱和的拂石经再生可重复利用。 溶液 pH值对沸石除氨影响很大。当 pH过高，NH4+向 NH3转化，交换吸附作用减弱；当 pH过低，H+ 的竞争吸附作用增强，不利于 NH4+的去除。通常，进水 pH值以 6～8为灾。当处理合氨氮 10～20mg/L的 城市严水时，出水浓度可达 lmg/L以下。穿透时通水容积约 100～150床容。沸石的工作交换容量约 0.4× 10-3n-1mol/g左右。 吸附铵达到饱和的沸石可用 5g/L的石灰乳或饱和石灰水再生。再生液用量约为处理水量的 3～5%。研 究表明，石灰再生液中加入 0.1mol的 NaCl，可提高再生效率。针对石灰再生的结垢问题，亦有采用 2％的 氯化钠溶液作再生液的，此时再生液用量较大。再生时排出的高浓度合氨废液必须进行处理，其处理方法 有：(1)空气吹脱 吹脱的 NH3或者排空，或者由量 H2S04吸收作肥料；(2)蒸气吹脱 冷凝液为 1%的氨溶液， 可用作肥料；(3)电解氧化(电氯化) 将氨氧化分解为 N2。 三、空气吹脱 在碱性条件下(pH＞10.5)，废水中的氨氮主要以 NH3的形式存在(图 20-2)。让废水与空气充分接触， 则水中挥发性的 NH3将由液相向气相转移，从而脱除水中的氨氮。吹脱塔内装填木质或塑料板条填料，空 气流由塔的下部进入，而废水则由塔顶落至塔底集水池。 影响氨吹脱效果的主要因素有： (1)pH值 一般将 pH值提高至 10.8～11.5； (2)温度 水温降低时氨的溶解度增加，吹脱效率降低。例如，20℃时氨去除率为 90～95％，而 10℃ 时降至约 75%，这为吹脱塔在冬季运行带来困难； (3)水力负荷 水力负荷(m3/m2．h)过大，将破坏高效吹脱所需的水流状态，而形成水幕；水力负荷过 小，填料可能没有适当湿润，致使运行不良，形成干塔。一般水力负荷为 2.5～5m3/m2．h； (4)气水比 对于一定塔高，增加空气流量，可提高氨去除率；但随着空气流量增加，压降也增加，所 以空气流量有一限值。一般，气/水比可取 2500～5000(m3/m2)； (5)填料构型与高度 由于反复溅水和形成水滴是氨吹脱的关键，因此填料的形状、尺寸、间距、排列 方式够都对吹脱效果有影响。一般，填料间距 40～50mm，填料高度为 6～7.5m。若增加填料间距，则需更 大的填料高度； (6)结垢控制 填料结垢(CaCO3)特降低吹脱塔的处理效率。控制结垢的措施有：用高压水冲洗垢层； 在进水中投加阻垢剂：采用不合或少含 CO2的空气吹脱(如尾气吸收除氨循环使用)；采用不易结垢的塑料 填料代替木材等。 空气吹脱法除氨，去除率可达 60～95%，流程简单，处理效果稳定，基建费和运行费较低，可处理高 浓度合氨废水。但气温低时吹脱效率低，填科结垢往往严重干扰运行，且吹脱出的氨对环境产生二次污染。 四、折点氯化 投加过量氯或次氯酸钠(超过"折点"，参见第十四章)，使废水中氨完全氧化为 N2的方法，称为折点氯 化法，其反应可表示为： NH4+十 1.5HOCl→0.5N2十 1.5H2O十 2.5H+十 1.5Cl- 由反应式可知，到达折点的理论需氯(C12)量为 7.6kg/kg(NH3-N)，而实际需氯量在 8～ 10kg/kg(NH3-N)。在 pH＝6～7进行反应，则投药量可最小。接触时间一般为 0.5～2h。严格控制 pH值和 投氯量，可减少反应中生成有害的氯胺(如 NCl3)和氯代有机物。 折点氯化法对氨氮的去除率达 90～100%，处理效果稳定，不受水温影响，基建费用也不高。但其运行 费用高；残余氯及氯代有机物须进行后处理。 在目前采用的四种脱氮工艺中，物理化学法由于存在运行成本高、对环境造成二次污染等问题，实际 应用受到-定限制。而生物脱氮法能饺为有效和彻底地除氮，且比较经济，因而得到较多应用。