污水处理去除氨氮的可行性研究文档格式.docx
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常用空气作载体（若用水蒸气作载体则称汽提）。
水中的氨氮，大多以氨离子（NH4+）和游离氨（NH3）保持平衡的状态而存在。
其平衡关系式如下：
NH4++OH-⇔NH3+H2O
（1）
氨与氨离子之间的百分分配率可用下式进行计算：
Ka=Kw/Kb=（CNH3·
CH+）/CNH4+
（2）
式中：
Ka——氨离子的电离常数；
Kw——水的电离常数；
Kb——氨水的电离常数；
C——物质浓度。
式
（1）受pH值的影响，当PH值高时，平衡向右移动，游离氨的比例较大，当PH值为11左右时，游离氨大致占90％。
由式
（2）可以看出，PH值是影响游离氨在水中百分率的主要因素之一。
另外，温度也会影响反应式
（1）的平衡，温度升高，平衡向右移动。
实验数据表明，当PH值大于10时，离解率在80%以上，当PH值达11时，离解率高达98%。
但在实际运行中是否能达到上述的效果呢，我们也做了大量的实验，下面将一些实验来与大家分享，看一看吹脱法去除氨氮的效果如何。
一、实际实验过程
1.前期准备工作
2010年1月17日晚17：
00分完成酸碱加药装置的临时管线配置工作，管线具备工艺要求。
自1月17日，彻底清理吹脱池曝气管后，为了保证吹脱效果决定对吹脱池曝气管采取重新钻眼，增大曝气气量及曝气均匀度的措施，1月18日，将吹脱池内的水抽干后，对每根曝气管每隔150毫米，加两排φ6的孔，晚17：
40分此项工作结束。
充水曝气后，效果十分理想，具备工艺调试需要。
1月19日，对加药设备及管线进行充水，试运行，对设备及管线出现的泄漏情况进行了处理后，调配酸碱溶液，酸（硫酸）浓度为50%，碱（氢氧化钠）浓度为40%。
2.调试过程：
正式调试时间为15:
00。
酸泵开两台,流量为200L/h，碱泵开两台，流量为360L/h，吹脱池水位为2165mm，吹脱池内的缓冲隔墙两侧水不接触，以保证池内的酸碱水不混合，保证吹脱效果。
吹脱池内水温为21℃度。
鼓风机开两台，频率均为满量50Hz，风量为每台风3918m3/h。
每15分钟记录一次吹脱池内的PH1与PH2数值及吹脱池液位，每2小时取一次入吹脱池的水样和吹脱池出口水样。
零点调试结束。
3.数据表
表1
时间
PH
流量（m3/h）
水位（mm）
PH1
PH2
15:
00
9.0
9.6
220
2165
15
9.2
9.3
2163
30
2164
45
16:
9.8
9.4
2160
2158
17:
10.0
210
2145
10.2
9.7
2130
10.3
2116
18:
10.4
180
2109
2006
10.5
2002
10.6
1996
19:
1896
1993
10.8
9.9
1991
10.7
1884
20:
10.1
1999
2005
21:
2111
2113
2015
200
2018
22:
1998
2032
2030
23:
2021
2035
2065
2050
0:
2059
图表一
4.取样的氨氮及PH值
表2
氨氮（mg/l）
吹脱池入口
吹脱池出口
吹脱池内
PHa
PHb
10
259.41
162.85
9.0
8.9
337.23
227.7
10.0
224.82
207.53
10.3
9.8
10.6
179.88
236.35
9.6
9.7
10.5
164.29
265.17
9.2
1:
311.29
211.85
9.9
图表二
5.结论
（1）前部来水量从15：
00——00：
00分的平均流量为205m3/h，平均水深为2061mm，吹脱池的池容为25*20*2.061=1030.5m3,平均水力停留时间为1030.5/205=5小时,去掉一些影响因素可认为停留时间将近6小时,这样取的水样,因是同步取的水样,可认为15:
10的吹脱池入口水样经过加碱曝气吹脱后其吹脱氨氮后的样为21:
10的吹脱池出口水样，这样15:
10的吹脱氨氮量259.41-236.35=23.06mg/l为吹出的氨氮量，同理可得17：
10的为337.23-265.17=72.06mg/l为吹出的氨氮量。
其吹脱效率在5%-21%之间，并且随着进口氨氮的升高其吹脱效率也提高，吹脱池内吹脱测的PH值越高其吹脱效率越高。
（2）从第一个吹脱池内的PH1及PH2的数据表中可看出，两台加酸泵的流量过小，不能使加碱后的PH值有效的降下来，达到工艺要求的PH为6—9的范围之内，在以后的调试中可试着人工投加。
（3）此次调试的水量平均为205m3/h，没有达到设计的458m3/h的设计值。
（4）此次调试证明了一点，即空气吹脱氨氮是可行的，但吹脱效率不高。
受到温度和碱度以及曝气量等方面因素的影响，本次调试氨氮的吹脱效率很低，不能用于我公司的含氨较高的废水处理中,即出口氨氮达标很困难,分析有以下几方面原因，一是吹脱池内的水温较低。
二是吹脱侧的碱度提得不够高。
NH4++OH-⇔NH3+H2O当PH值高时，平衡向右移动，游离氨的比例较大，当PH值为10.5左右时，游离氨大致占80％。
（5）在调试期间10#线出水极不稳定，氨氮含量忽高忽低。
二、综合以上调试可得出如下结论：
1.氨氮的吹脱与前部来水中氨氮的高低关系密切，随着来水氨氮的浓度增高，吹脱效率也随之提升，但随着前部来水氨氮的提升，出水的氨氮也随之提升，大大加大了后序处理的难度，所以应尽量控制前部来水中氨氮的浓度。
使吹脱后的出水中氨氮的浓度稳定在50mg/l以下，以适应后序处理的需要。
2.氨氮吹脱，碱度对其影响巨大，碱度越高，吹脱效果越好。
3.氨氮的去除对于高浓度废水吹脱效率较高，但对于低深度废水吹脱效率不理想。
三、其他方法
在实际运行工作中，吹脱法对氨氮的吹脱效果不够理想，我公司采用严格控制10#线来水中的氨氮含量在100mg/L以下，通过吹脱池吹除一部分后，再进行生化处理，即进行生物硝化与反硝化（生物陈氮法），其反应原理如下：
（一）生物硝化与反硝化（生物陈氮法）
1.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：
NH3→NO2－→NO3－，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或大于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，从而自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，而且还可为有机物氧化分解。
（三）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。
在实际运行中，通过以上两种方法，氨氮的去除能做到出水达标排放。
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