污水处理去除氨氮的可行性研究文档格式.docx

1、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=（CNH3CH+）/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

2、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6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

3、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/

4、h）水位（mm）PH1PH215:009.09.62202165159.29.321633021644516:9.89.42160215817:10.0210214510.29.7213010.3211618:10.41802109200610.5200210.6199619:1896199310.89.9199110.7188420:10.11999200521:211121132015200201822:19982032203023:20212035206520500:2059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PHaPHb10259.41162

5、.859.0 8.9 337.23227.710.0 224.82207.5310.3 9.8 10.6 179.88236.359.6 9.7 10.5 164.29265.179.2 1:311.29211.859.9 图表二5.结论（1）前部来水量从15：0000：00 分的平均流量为205 m3/h，平均水深为2061mm，吹脱池的池容为25*20*2.061=1030.5 m3 ,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

6、脱池出口水样，这样15:10的吹脱氨氮量259.41-236.35=23.06 mg/l 为吹出的氨氮量，同理可得17：10的为337.23-265.17=72.06 mg/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69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205 m3/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

7、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

8、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100 mg/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

9、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8.08.4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

10、：0.30.5d-1（温度20，PH8.08.4）。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23mg/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，

11、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：6NO3-十2CH3OH6NO2-十2CO2 十4H2O6NO2-十3CH3OH3N2十3CO2十3H2O 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2040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.P

12、H 值：反硝化过程的PH 值控制在7.08.0。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（35）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。