白莉[1]2003年在《焦化废水短程硝化-反硝化脱氮技术研究》文中研究说明氮是生命有机体中最重要的元素之一，但是污废水中的有机氮和氨氮等排入水体后会造成水体的各种污染现象，如富营养化等。随着我国环保产业的发展，对废水的排放要求越来越严格，其中废水的脱氮技术倍受有关学者的关注，并且得到了深入广泛的发展。 本文首先介绍了常规去除废水中氨氮的几种方法，如生化脱氮法，其中包括氨气提、折点氯化法、离子交换法等；及传统的生物处理法，其中包括传统的活性污泥法、生物稳定塘等；还有倍受广大学者关注的生物脱氮技术，其中主要介绍了Bardenpho生物脱氮工艺、A/O生物脱氮工艺、短程硝化-反硝化生物脱氮工艺等。 同时针对工程实例，本论文分析了焦化废水处理技术中采用传统生物脱氮工艺(A/O法)处理时存在的诸多弊端(碳氮比较小时，需要外加碳源，必须进行硝化液回流，硝化细菌浓度低，系统投碱量大等)，介绍了一种新技术——短程硝化-反硝化生焦化琳雕硝化一反硝化脱躲术研究.-一一:广:物脱氮工艺。该工艺的基本原理是在同一个反应器内，先在有氧的条件下，利用氨氧化细菌将氨氧化生成N02一;然后在缺氧条件下，以有机物为电子供体，将亚硝酸盐反硝化，生成氮气。 通过分析A/0生物脱氮工艺与短程硝化一反硝化生物脱氮工艺，得出短程硝化一反硝化在生物脱氮技术反面具有突出的优点和较高的工.程应用价值。如: ①硝化一反硝化生物脱氮工艺·能在同一个反应器中实现，可以简化工艺流程; ②可以缩短水力停留时间(HRT)，减小反应器体积和占地面积，则该工艺可节省反硝化过程需要的碳源，以甲醇为例，N02一的反硝化比N()3一反硝化可节省碳源40%; ③硝化阶段可减少:l5%左右的需氧量，降低运行费用; ④反应时间缩短，反应器容积可减少30%一40%左右，减少了基建投资; ⑤具有较高的反硝化速率(N02一的反硝化速率通常比N03一的高63%左右); ⑥污泥产量降低(硝化过程可少产生污泥33%一35%左右;友硝化过程可少产生污泥55%左右; ⑦减少投碱量，可减少50%左右的加碱量。 故本工程采用短程硝化一反硝化生物脱氮技术，该技术的关键是控制硝化过移;最大限度地停留在N02一阶段。本论 2焦化废水短程硝化一反硝化脱氮技术研究文通过对该工艺的反应机理、生物学原理的分析，详细地介绍了通过控制氨氮废水的溶解氧、PH值、温度、游离氨浓度、碱度、水力停留时间等控制因子能够理想地实现短程硝化一反硝化生物脱氮。针对此工程的控制参数确定如下: 控制参数表硝化池pH值DO7 .2~8 .50 .5~2 .0反硝化池碱度pH值DO1 50~5007 .0~8 .00~1 .0
康淑琴[2]2008年在《短程硝化—厌氧氨氧化工艺处理高氮废水的研究》文中指出短程硝化-厌氧氨氧化脱氮技术是根据短程硝化反应及厌氧氨氧化反应开发的新型脱氮技术,具有不需外加碳源、运行费用低、节省供氧量及能耗等优点,国内外学者曾对其进行大量的实验、理论分析和应用研究,取得一些研究成果。本研究在总结前人研究成果的基础上,利用模拟废水启动短程硝化和厌氧氨氧化反应器,对短程硝化和厌氧氨氧化反应过程影响因素及其适宜的控制范围进行了研究,其中相关因素有氨氮负荷、pH、有机物、溶解氧(DO)和污泥龄等,同时评估了短程硝化反应器与厌氧氨氧化反应器组合成新型脱氮系统的可行性、得出该系统的脱氮效率,最后研究了该工艺处理污泥压滤液的脱氮情况。主要研究结果如下:1)采用完全混合悬浮生长活性污泥法工艺,进水为自配模拟废水,控制温度为30±0.5℃,pH值为7.8-8.2,DO浓度为1.0-1.5mg/L,HRT=1.25d,每隔1d回流部分活性污泥,在进水NH_4~+-N浓度为210mg/L,COD浓度为300mg/L条件下,经过80d运行成功实现了短程硝化,亚硝化积累率达95%以上。2)DO宜控制在1.0-1.5mg/L之内,过高或过低都不利于实现稳定的短程硝化反应。本试验的进水水质条件下,污泥龄(SRT)宜控制在2-3d;同时oH值维持在8-9时,有利于实现稳定的短程硝化。试验过程中,提高NH_4~+-N浓度至420mg/L时,反应器仍然保持较高的亚硝化积累率,出水NO_3~--N很低或几乎检测不到,说明较高NH_4~+-N负荷对亚硝化菌的影响不大,但是会严重影响硝化菌的活性和数量。3)为实现匹配后续厌氧氨氧化的短程硝化反应,将反应器内DO控制在0.5-1.0mg/L以内,适当减少回流污泥量,同时增大进水流速,将HRT提高至1d,加快反应器内污泥更新程度。经过20多天运行,成功实现了稳定的匹配厌氧氨氧化反应的短程硝化反应,出水NH_4~+-N和NO_2~--N浓度平均值分别为71.29mg/L和89.01mg/L,NO_2~--N浓度与NH_4~+-N浓度的比值一直维持在1.25左右。4)将硝化污泥接种到上流式厌氧生物膜反应器,采用含氮模拟废水,在进水pH值为8.0、温度为30±0.5℃的条件下运行120d,成功启动了实验室规模的ANAMMOX反应器,总氮容积负荷为0.109kg/(m~3·d),NH_4~+-N和NO_2~--N去除率分别为86.68%和96.04%,NH_4~+-N去除量、NO_2~-N去除量及NO_3~--N的生成量比值为1:1.16:0.30。5)ANAMMOX反应器启动成功后具有较强的处理高氮废水的能力。进水NH_4~+-N和NO_2~--N浓度升高至250mg/L,即总氮浓度为500mg/L时,NH_4~+-N、NO_2~--N的去除率以及总氮去除率平均值可达74.84%、86.33%和69.74%。当进水NH_4~+-N和NO_2~--N浓度升高至300mg/L,即总氮浓度为600mg/L时,NH_4~+-N、NO_2~--N去除率的平均值分别下降至66.90%、77.22%,总氮去除率平均值下降至62.1%,初步判断是由于氨氮负荷过大引起反应器内NO_2~--N积累而导致厌氧氨氧化反应受到抑制。6)ANAMMOX反应器的HRT不宜过低,要保证反应器出水NH_4~+-N满足污水排放一级标准,HRT不宜低于10h。HRT保持在20-25h以内时,能使反应器出水取得较好效果,总氮去除率能保证在80%以上,各基质去除率达到90%以上。7)当采用模拟废水对短程硝化-厌氧氨氧化工艺进行研究时。在进水COD为300mg/L,NH_4~+-N浓度为210mg/L的情况下,COD总去除率的平均值为84.25%,NH_4~+-N、总氮的平均去除率分别为93.23%、87.06%,整个过程运行稳定。当采用污泥压滤液作为整个工艺的进水时,也取得较好的去除效果。经过约29d的运行,整个工艺脱氮效果达到稳定,总氮去除率平均值为87.16%,出水中NH_4~+-N、NO_2~--N、NO_3~--N平均浓度分别为13.86mg/L、8.95mg/L、2.55mg/L,氨氮含量完全可以达到国家排放标准,表明该脱氮工艺在技术上是可行的。
郭竹玲[3]2011年在《SBR短程硝化法处理焦化废水的试验研究》文中研究指明焦化废水的大量排放,导致许多有毒有害物质进入环境,对环境造成了严重的污染,威胁人类健康。本文介绍了采用生物处理技术对其进行处理,对于保护环境具有重要的意义。试验采用SBR工艺处理焦化废水,考察了短程硝化脱氮工艺的影响因素,分析了氨氮降解动力学规律。试验研究取得以下成果：(1)污泥驯化阶段：在SBR反应器内,混合液的温度控制为室温(25℃),一天2个周期,每个周期12 h,DO控制在2-4,pH控制在7.5左右。通过逐步提高苯酚和喹啉的浓度对接种污泥培养驯化,完成污泥驯化需要51天。第一阶段每次提高苯酚和喹啉的浓度时,出水水质均有较小的波动,但幅度逐渐减小,氨氮去除率逐步提高,出水效果逐渐变好,驯化完成系统稳定后,氨氮去除率达99%以上。(2)全程硝化方式驯化污泥阶段,反应器周期为12小时,驯化完成系统稳定后,对A—O—-A—O工艺某一周期反应器运行状况的考察和分析后,将SBR反应器周期调为8小时,采用A—O工艺,并得出最佳曝气时间为310min。(3)在室温条件下,通过控制调节曝气量为160L/h,可在SBR反应器内实现短程硝化脱氮工艺。结果表明：曝气期间DO在0.2～0.4mg/L条件下,进水氨氮浓度维持在300mg/L左右,实现短程硝化。氨氮转化率在99%以上,且保证亚硝酸盐氮的积累率始终在80%以上。控制低溶解氧可实现系统的短程硝化。(4)在室温、曝气量为160L/h条件下,通过控制投加碱量调节pH值,在SBR内实现短程硝化脱氮工艺。本实验确定出碱度(以碳酸钙计)最佳投加量为：23.81g碳酸钙,在此碱度下,氨氮转化率最高,并且亚硝酸盐积累率较高。(5)利用硝酸菌和亚硝酸菌对光的敏感性的差异,采取不同的采光措施有助于提升体系中亚硝酸盐的积累率,利于短程硝化的进行,但光线不会单独成为影响亚硝氮积累的主导原因。(6)SBR中短程硝化氨氮降解动力学方程：
杨垒[4]2016年在《高效异养硝化细菌的脱氮特性及其处理高氨氮废水研究》文中研究表明由于含氮污水大量排入水体,导致水环境富营养化问题日益严重,去除水中氮素污染已经成为当今水污染防治领域中的一个热点问题。在城市污水处理厂,应用最广泛的传统生物脱氮技术采用两阶段的好氧硝化–缺氧反硝化工艺,然而,由于硝化速率低以及好氧池和缺氧池的分离,此工艺存在流程长、脱氮效率低、运行费用高、抗冲击负荷能力差等问题。为克服上述缺点,近年来一些新型脱氮工艺的开发和脱氮菌株的发现,为生物脱氮提供了新的思路。尤其是异养硝化菌的发现,这类细菌生长速率快、增殖底物广泛、可以利用有机碳源进行生长和脱氮作用,从而使得硝化和反硝化过程在同一反应器内高效进行成为可能。本文采用序批式反应器(SBR)培养出具有同步硝化反硝化(SND)效果的好氧活性污泥,从中筛选出叁株具有高效脱氮能力的异养硝化菌株,并对其生理生化特性、异养硝化性能、好氧反硝化性能、脱氮机理以及实际应用潜能进行研究。主要研究结果如下:(1)利用SBR成功培养出具有高效脱氮除碳能力的好氧活性污泥,COD、NH4+–N、TN去除率达96%、99%和70%以上。在培养过程中,活性污泥絮凝沉淀性能逐渐增强,絮体结构变得密实规则。胞外聚合物(EPS)分析发现,活性污泥中蛋白质、DNA和TOC都较接种污泥有所减少,而多糖有所增加,叁维荧光图谱表明类腐殖酸荧光峰有明显减弱。(2)DO和进水COD/N对SBR污泥系统脱氮效果和污泥絮凝性能有显着影响。较低或者较高的DO都不利于污泥的脱氮和絮凝,过高的COD/N严重影响活性污泥脱氮效率和絮凝沉淀性能。控制曝气量为160 L/h和进水COD/N为12时,可以获得较高的脱氮除碳效果和絮凝沉淀性能。根据DO和COD/N对污泥系统同步硝化反硝化影响,以及活性污泥细菌数量统计结果,推测活性污泥SND脱氮作用的主要机理是微环境理论和好氧反硝化理论。(3)从sbr中分离得到叁株具有高效脱氮能力的异养硝化细菌,分别命名为yb、yh和yl。菌株yb、yh和yl均为革兰氏阴性菌,呈杆状,无鞭毛。经生理生化和16srrna鉴定及同源性比对,确定菌株yb、yh和yl分别属于琼氏不动杆菌、恶臭假单胞菌和铜绿假单胞菌,其genbank数据库登录号分别为kj623740、kj765710和kj765709。(4)异养硝化菌株yb、yh和yl的最佳生长和脱氮条件为:温度为37℃、ph为7、转速为200r/min、碳源为琥珀酸钠、c/n为10。异养硝化菌株能够适应较宽范围的氨氮负荷,在高氨氮负荷下仍然有较高的细胞生长和氮去除能力。在起始氨氮浓度为100mg/l时,菌株yb、yh和yl的最大比生长速率分别为0.34h-1、0.49h-1和0.26h-1,toc和氨氮随着分离菌株的生长显着降低,48h内toc、nh4+–n和tn去除率均达到90%以上。氮平衡分析表明分离菌株菌体生长合成的内源氮占去除tn的51-57%,剩余损失tn通过好氧反硝化作用去除。(5)异养硝化菌株yb、yh和yl均能够以羟胺、亚硝酸盐和硝酸盐作为单一氮源进行生长和代谢脱氮,在降解羟胺、亚硝酸盐和硝酸盐过程中检测到不同形态氮之间的相互转化。分离菌株yb、yh和yl在氨氮亚硝态氮和氨氮硝态氮混合培养基中均优先利用氨氮进行异养硝化作用,然后再利用亚硝酸盐和硝酸盐进行反硝化作用,在异养硝化培养基中加入亚硝态氮和硝态氮非但没有抑制异养硝化作用,反而加速了氨氮的异养硝化速率。(6)对五种关键的异养硝化和好氧反硝化酶功能基因进行pcr扩增检测,结果显示菌株yb、yh和yl基因组内均能扩增到特异的amoa、hao和napa功能基因,nirs基因在菌株yb细胞中表达,而菌株yh和yl成功检测到nirk基因。菌株yb、yh和yl的羟胺氧化酶活性依次为0.0195、0.0431和0.0314u/mgprotein,亚硝酸盐还原酶比活力分别为0.0386、0.0489和0.0439u/mgprotein,硝酸盐还原酶比活力分别为0.0095、0.0186和0.0117u/mgprotein。根据分离菌株对不同氮源的代谢利用、功能基因的检测以及酶活性分析,多方面研究表明琼氏不动杆菌yb、恶臭假单胞菌yh和铜绿假单胞菌yl具有异养硝化-好氧反硝化能力,推测其脱氮途径为完全有序的异养硝化和好氧反硝化过程。(7)琼氏不动杆菌yb在氨氧化、亚硝酸盐和硝酸盐叁种培养基中均有良好的自絮凝能力,培养过程中可见絮凝度、重絮能力、相对疏水性、zeta电位和平均粒度都呈现一定的变化规律。将菌株yb添加到活性污泥中,生物强化后污泥系统脱氮效率显着提高,能够维持较长时间的高效脱氮能力,说明菌株yb具有潜在的生物强化作用。此外,以纯菌YB为种源培养的异养型同步脱氮污泥具有高效同步脱氮除碳效果,经过60天稳定运行后,TOC去除率稳定在95%以上,氨氮去除率高达99%,总氮去除率达到94%,菌株YB占细菌总数比例稳定在50%左右。异养型同步脱氮污泥培养过程中,污泥絮体结构逐渐变得密实规则,絮凝沉淀性能显着增强。曝气量和进水C/N对异养型同步脱氮污泥脱氮效果有显着影响,最佳的脱氮效果为曝气量100 L/h和C/N 12,体现了异养硝化菌株应用于高氨氮废水的潜能。
朱筱滢[5]2017年在《宝钢化工焦化废水脱氮研究》文中进行了进一步梳理焦化废水是一种非常难处理的含有高浓度有机物的废水,其中含有很多难以被微生物降解的物质,可生化性差,且处理难度大。焦化废水中含氮量较高,当含氮污水大量排入自然水体时,会造成水体中溶解氧急剧下降,导致鱼类死亡、藻类过度繁殖和水体富营养化等危害。因此,提高焦化污水的脱氮率,对保护自然水体环境具有非常重要的意义。2009年上海市颁布新版《污水综合排放标准》(DB31/199-2009),其中对总氮提出明确要求,要求排放废水中总氮≤35mg/L。宝钢化工通过一系列的小试,并进行工艺条件摸索,以及后续工业化改造,实现了宝钢焦化废水处理后排水总氮≤5mg/L的目标,达到上海市新标准的要求。试验研究表明,宝钢化工废水处理的原有A/A/O/O工艺和A/A/O工艺,其脱氮效率较差,分别为62.29%和48.26%,无法有效地将焦化废水中的总氮有效地脱除,外排水中总氮数据分别为84.2mg/L和121.4mg/L,无法到达上海市新标准的要求。宝钢化工通过SBR脱氮小试研究,采用添加乙酸钠以及含乙酸钠的复合碳源,可使焦化废水脱氮效率由原先的小于65%,提高到95%以上。将试验结果应用于工程改造,采用A/O/A/O工艺,选用甲醇和乙酸钠的复合碳源,通过两步脱氮的工艺能够实现焦化废水外排水总氮≤35mg/L,达到了上海市新版排放标准的要求。宝钢化工一二期废水处理装置和叁期废水处理装置改造后,脱氮效率分别提高到96.38%和95.01%,为宝钢化工每年减少成本和排污费共计2160万元。
徐春艳[6]2016年在《生物增浓—改良A/O工艺处理煤制气废水的效能研究》文中指出煤制气废水是一种典型的污染程度高、难于生物降解、有毒有害的工业废水,其复杂的特征污染物酚类物质已成为国内外煤制气废水处理领域中优先处理和重点控制的有机污染物,如果这些污染物进入环境中,必将带来重大环境安全事故。目前,国内外煤制气废水的处理技术普遍存在出水效果不理想、系统稳定性差和处理成本高等问题。煤制气废水处理已经成为制约煤制气行业良性发展的瓶颈。本文主要介绍生物增浓(Biological multiplication technique)工艺和改良A/O(Anoxic-Oxic technique)工艺在煤制气废水处理中的研究进展。生物增浓工艺是指控制在特定的水力条件下、高污泥浓度、高活性炭载体、高污泥龄、高氨氮、低溶解氧等参数实现在低氧条件下去除有机物、氨氮短程硝化反硝化的工艺。生物增浓工艺通过投加的粉末活性炭的吸附效能,可强化目标污染物在泥相的累积,进而促进污泥絮体外部向内部的传质过程,强化了生物降解效能,试验得到对苯二酚、苯酚和间苯二酚的降解速率常数增加了近11%、20%和13%。生物增浓池第1、第2号廊道内的COD和酚类物质去除速率较快,其后的廊道中COD和酚类物质浓度处于较低水平,直至末端廊道出水COD和酚类物质浓度分别降至200mg/L和30mg/L以下,且第2条廊道中的酚类物质或COD去除速率在所有廊道中为最高。酚类物质负荷对活性污泥硝化效能具有抑制作用,当进水酚类物质浓度由30-50mg/L提升到60-80mg/L,并继续提高至190mg/L和300mg/L的过程中,COD、酚类物质和氨氮的去除率不断下降,COD去除率由93%-98%最终降至58%,酚类物质去除率由95%-99%最终降至66%,氨氮去除率则由45%-50%最终降至5%。改良A/O工艺可以强化污泥的硝化效能,在硝化启动和稳定运行过程中,不论酚类物质浓度为50mg/L还是300mg/L,改良A/O工艺出水的COD、酚类物质和氨氮水平均显着低于传统A/O工艺,且两者差距随硝化效能的逐步成熟而逐步增大。酚类物质负荷对活性污泥反硝化效能同样具有抑制作用,当酚类物质浓度从50mg/L提高到200mg/L时,COD、酚类物质和硝酸盐氮的去除率分别由98%、99%和90%下降至85%、90%和60%,最终降至75%、75%和38%。COD:TN由5:1、4:1、3:1、2:1到1:1不断降低的过程中,硝酸盐氮的去除率逐步降低,对应以上比值分别为70-80%、55-60%、40%左右、25-30%、15-20%。在实际废水碳氮比低至2:1的情况下,即当碳氮比已构成对反硝化脱氮过程显着抑制时,改良A/O工艺分流比为70%:30%的操作参数更利于优化缺氧池A1和缺氧池A2的碳氮比条件,出水COD、酚类物质、氨氮、硝酸盐氮分别在60-80mg/L、<10mg/L、<5mg/L和100mg/L左右,其中总氮去除率超过40%。在生物增浓-改良A/O系统处理煤制气废水的工程应用中,稳定运行阶段,生物增浓池COD的去除率达到80%左右,酚类物质的去除率也基本维持在90%左右,出水氨氮和总氮浓度分别稳定于10mg/L和200mg/L。改良A/O池出水COD去除率为50%左右,酚类物质在去除率为67%左右。出水氨氮和总氮浓度分别稳定于3mg/L和60mg/L。生物增浓-改良A/O系统COD去除率可达到99%,总氮去除率达80%,氨氮去除率达95%以上。
聂颖[7]2007年在《ADC发泡剂废水治理新工艺研究》文中提出ADC发泡剂废水是一种含有高浓度氨氮的工业废水,其成分复杂,治理相当困难。课题以江苏索普化工有限公司ADC发泡剂废水为研究对象,采用物化预处理和生化处理相结合的工艺对其进行试验研究。课题分为两个部分,第一部分为物化预处理试验,采用的方法为超声吹脱法。该法是在传统空气吹脱法的基础上,将超声波降解技术和吹脱技术联用而衍生出来的一种新型、高效的高浓度氨氮废水处理技术。试验中主要考察了pH值、初始氨氮浓度、温度及吹脱时间等因素对氨氮的去除效果产生的影响。人工配水试验结果表明:在较低初始氨氮浓度条件下,氨氮的去除效果不理想;而在较高初始氨氮浓度条件下,氨氮去除率则有了明显的提升,最高可接近90%,即随着初始氨氮浓度的提高,氨氮去除率是呈上升趋势的。随着pH值的升高,氨氮的去除率也呈上升趋势,并在pH=11时达到最佳;当pH=11时,废水中氨氮的去除率随着反应温度的升高、吹脱时间的延长,都表现出了上升的趋势。在超声波功率为100W,气液比为500:1的情况下,试验确定最佳氨氮去除工艺条件为pH=11,温度T=30℃,吹脱时间t=80min。在最佳工艺条件下对ADC发泡剂废水的治理取得了很好的效果,较高初始氨氮浓度条件下,超声吹脱法对废水中氨氮的去除率高于75%,最高甚至超过90%。第二部分为生化处理试验,采用A/DAT-IAT(Anoxic/Demand Aeration Tank-Intermittent Aeration Tank)工艺与短程硝化反硝化技术相结合对ADC发泡剂废水进行脱氮研究。试验结果表明:利用低DO浓度(1.0mg/L)能够导致A/DAT-IAT工艺DAT池内亚硝酸盐氧化菌的抑制或淘洗,实现DAT池短程硝化,进而实现A/DAT-IAT工艺的短程硝化反硝化生物脱氮。在系统运行正常,ADC发泡剂废水平均进水氨氮浓度280.1mgNH_4~+-N/L的情况下,平均出水氨氮浓度仅为12.3mgNH_4~+-N/L,去除率超过95%;系统长期维持低DO浓度,DAT池短程硝化过程稳定,平均亚硝化率可达82.1%,最高可达90%以上,而且没有发生由丝状菌引起的污泥膨胀,污泥絮凝密实并出现污泥颗粒化现象,沉降性能大大提高,污泥SVI值始终保持在90～125mL/g范围内。
占晶[8]2008年在《低碳氮比污水曝气生物滤池短程生物脱氮的试验研究》文中研究说明传统硝化反硝化生物脱氮借助于硝化细菌和反硝化细菌将水中的氨氮由NH_4~+→NO_2~-→NO_3~-→NO_2~-→N_2途径转化为氮气而去除。短程硝化反硝化生物脱氮是指将硝化控制在亚硝酸盐阶段,然后直接进入至反硝化阶段,其途径为NH_4~+→NO_2~-→N_2。实现短程硝化反硝化的重点是实现亚硝酸盐氮的积累,阻止亚硝酸盐氮进一步向硝酸盐氮转化。本课题针对低C/N比污水进行了以曝气生物滤池为反应器实现短程硝化反硝化效果的试验研究,并考察了影响短程硝化反硝化的各种因素。试验分别考察了曝气生物滤池在中温和常温条件下系统的启动运行以及短程硝化的实现情况,探讨了温度、运行方式、溶解氧(DO)、游离氨(FA)等因素对短程硝化的影响;比较了上向流和下向流这两种不同流向的一体化曝气生物滤池在氨氮去除、亚硝酸盐氮积累及总氮脱除等方面的区别并分析原因;研究了单独的浸没式生物滤池实现短程反硝化效果的工艺流程、运行条件、系统参数等,并寻找到一种经济适当的碳源――红薯浸泡液,考察了其稳定运行的方法。(1)较高的温度有利于实现短程硝化,在系统为连续进水,进水氨氮浓度范围为53～101mg/L,温度33℃,水力停留时间8h,好氧缺氧交替分配比例为5﹕3,气水比为22.7时可实现稳定的短程硝化,该运行条件下氨氮去除率大于70%,亚硝酸盐氮积累率大于95%,系统出现同时硝化反硝化现象,总氮脱除率为60%以上。(2)常温条件下通过控制DO、FA等因素来实现短程硝化是可行的。在常温条件下,HRT为4h,气水比为15(此时DO为3～4mg/L),进水氨氮浓度为50mg/L～60mg/L之间时,出现了短程现象,亚硝酸盐氮积累率最高为70.02%,此时氨氮去除率为90.63%。亚硝酸盐氮积累的出现原因是在DO、FA等因素共同作用下导致亚硝酸细菌赢得生长或/和活性上的竞争优势,而硝酸细菌处于劣势。运行一段时间后硝酸细菌能逐渐适应亚硝化条件,恢复活性,从而使污泥产生适应性,短程现象消失。(3)上向流系统在各方面的表现优于下向流系统,但这与下向流系统运行不稳定有关。上向流系统在HRT为8h,气水比为3,连续曝气,回流比为1时可以出现短程现象,此时氨氮去除率为50%左右,亚硝酸盐氮积累率为50%以上,但仅维持了6天的时间。上向流系统的短程现象也是低气水比以及间歇曝气多种因素共同作用的结果。下向流系统氨氮去除平均值在60%以上,亚硝酸盐氮积累率较低,仅为10.37%。系统的反硝化功能没有发挥,总氮去除率较低,上向流系统平均总氮脱除率为33.97%,下向流系统仅为13.59%。(4)通过静态试验得出红薯浸泡液是一种经济且适合的碳源物质,其释放的COD平均浓度能达到2000mg/L以上。连续实验结果表明,采用红薯浸泡液作为反硝化反应的碳源是可行的,但要调整浸泡的方式与投配的方法。通过这种方式,进水中的总氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮及氨氮都得到了有效的去除,其平均去除率分别为86.06%,88.24%,86.83%,62.80%,出水COD也能保证在50mg/L以下。在碳源浓度一定的情况下,TN中亚硝酸盐氮所占比例的多少会直接影响TN的脱除效率。研究得出,曝气生物滤池通过控制温度、DO、FA及运行方式等方法可以实现一定时期的NO2--N积累,但要建立长期稳定的短程硝化系统还需要进一步的研究。
王瑞平[9]2006年在《水解酸化+SBR处理焦化废水实验研究》文中认为焦化废水是一类含大量有毒有害污染物的有机废水,它的大量排放会使许多难以生物降解的物质和直接或间接的致癌物质进入环境,造成环境的严重污染,并直接威胁到人类的健康。本次研究针对难处理的高浓度焦化废水,应用水解酸化+SBR工艺对柳州钢铁集团污水处理站的废水进行了系统的实验研究。本文主要研究了焦化废水蒸氨阶段的适宜工艺参数,探讨了水解酸化+SBR工艺处理焦化废水的可行性,以及后续絮凝处理的适宜参数,以便为实际工程运用提供科学依据。研究工作取得了如下主要成果:⑴焦化废水蒸氨实验表明,废水的pH值对蒸氨效果影响比较明显,pH值越高,蒸氨效果越好。当废水pH值调节至10时,COD的去除率为50%,氨氮去除率为56.3%。⑵经蒸氨后的焦化废水首先经过水解酸化预处理。在进水COD浓度为1000mg/L,水力停留时间6h,温度为25℃~30℃时,废水COD的去除率为20%,BOD5/COD提高了0.09,使废水的可生化性有所提高,为后续进一步的处理创造有利条件。⑶在SBR好氧硝化段,当进水COD浓度1000mg/L,氨氮300mg/L,废水pH值为7.5~8.5之间,污泥负荷控制在0.26kgCOD/kgMLSS·d,温度为35℃时,COD去除率为64%左右,氨氮去除率为42%;在反硝化阶段,控制搅拌时间4h,温度为25℃,亚硝酸盐氮去除率达80%,反硝化效果比较好。⑷水解酸化+SBR工艺实验运行结果表明:当进水COD和氨氮分别为1000mg/L和300mg/L时,在水解酸化段处理温度为25℃-30℃,水力停留时间6h,SBR段好氧硝化12h,缺氧搅拌反硝化4h后,出水COD浓度为260mg/L,氨氮浓度为168mg/L。但出水仍不能达标排放。⑸对生化反应段的出水作进一步的絮凝处理。实验结果表明:对焦化废水絮凝效果较好的Fe_2(SO_4)_3而言,当投加量为300mg/L、pH值为7时,废水CODcr的去除率为50%、色度去除率为75%。投加助凝剂PAM1mg/L后,废水COD去除率比未投加助凝剂增加了近10%,效果有一定程度的改善。
吕鹏飞[10]2015年在《焦化废水中无机含氮化合物在生物处理工艺中的去除行为研究》文中研究表明焦化废水是煤制焦炭、煤气净化及焦化产品回收过程中产生的工业废水。其中含氮化合物种类丰富,含氮量较高。在新国标要求焦化废水总氮排放低于20 mg/L的形势下,很多企业将面临着技术改进方面的挑战。所以研究焦化废水中总氮的主要来源及其在生物处理工艺中的去除和转化,可以为总氮减排的工艺优化和工程运行提供指导和依据。首先,为了明确焦化废水中总氮的主要来源,以A/O1/O2、A/O1/H/O2、O1/H/O2 3个生物处理工艺为案例,统计分析了总氮及5种无机含氮化合物在原水和各生物单元反应器进出水中的浓度变化,研究了组成焦化废水中总氮的主要组分形态、所占比例及互相转化。结果表明:3个厂区焦化废水原水中总氮浓度从250 mg/L~620 mg/L不等,主要由氨氮(NH4+-N)、硫氰化物(SCN-)、氰化物(CN-)等组成,氨氮和硫氰化物占总氮比例超过80%,是主要贡献者。含氮化合物在叁种生物处理工艺中的转化相似,主要包括两个阶段,第一阶段,硫氰化物、氰化物在一级好氧处理过程基本转化为氨氮;第二阶段,氨氮在二级好氧处理过程中经亚硝化再硝化最终转化为硝酸盐。而后为了研究主要含氮化合物氨氮、硫氰化物、氰化物及其他污染物COD、挥发酚、硫化物在生物处理工艺中的降解,以调试运行阶段的天津天铁炼焦厂O1/H/O2焦化废水处理工艺为研究对象,研究了各单元反应器对主要含氮化合物氨氮(NH4+-N)、硫氰化物(SCN-)、氰化物(CN-)及其他污染物COD、挥发酚、硫化物的去除效果并分析其原因。结合模拟实验研究了好氧反应中这些污染物的好氧降解与工艺指标污泥沉降比(SV30)、水力停留时间(HRT)的关系,并分析了微生物对这些污染物的降解先后顺序。结果表明:在O1/H/O2工艺中,O1反应器对SCN-、氰化物、COD、挥发酚、硫化物的去除率均高于90%,同时SCN-、氰化物被转化为氨氮。在O2反应器中,影响硝化过程的因素包括氨氮浓度、亚硝酸根浓度、温度、pH等,当氨氮浓度380 mg/L~400mg/L时,控制温度23~27℃、pH为7.8~8.3条件下,调试运行23天实现氨氮的完全硝化,。另外,在模拟含氮化合物的好氧降解实验中,在水质指标COD、SCN-浓度为4465mg/L、1238 mg/L状况下,实验条件为温度17~19℃、pH 7~7.5、溶解氧1~5 mg/L、SV30为30%,连续曝气50.5 h时实现COD、SCN-去除率达90%、99%。并且,微生物优先降解酚类、氰化物、硫化物,随着毒性抑制作用的降低,微生物开始降解SCN-,当SCN-完全降解时,COD也降低到最低点。
参考文献：
[1]. 焦化废水短程硝化-反硝化脱氮技术研究[D]. 白莉. 太原理工大学. 2003
[2]. 短程硝化—厌氧氨氧化工艺处理高氮废水的研究[D]. 康淑琴. 武汉理工大学. 2008
[3]. SBR短程硝化法处理焦化废水的试验研究[D]. 郭竹玲. 长安大学. 2011
[4]. 高效异养硝化细菌的脱氮特性及其处理高氨氮废水研究[D]. 杨垒. 西安建筑科技大学. 2016
[5]. 宝钢化工焦化废水脱氮研究[D]. 朱筱滢. 华东理工大学. 2017
[6]. 生物增浓—改良A/O工艺处理煤制气废水的效能研究[D]. 徐春艳. 哈尔滨工业大学. 2016
[7]. ADC发泡剂废水治理新工艺研究[D]. 聂颖. 江苏大学. 2007
[8]. 低碳氮比污水曝气生物滤池短程生物脱氮的试验研究[D]. 占晶. 南京林业大学. 2008
[9]. 水解酸化+SBR处理焦化废水实验研究[D]. 王瑞平. 桂林工学院. 2006
[10]. 焦化废水中无机含氮化合物在生物处理工艺中的去除行为研究[D]. 吕鹏飞. 华南理工大学. 2015
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