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垂直流模拟湿地对氮磷的去除

垂直流模拟湿地对氮磷的去除
垂直流模拟湿地对氮磷的去除

模拟垂直流人工湿地系统净化水体氮磷探究实验

摘要通过对垂直流人工湿地系统实验室模拟实验(主要有物理吸附、生物膜利用等),以人工添加污水方式(无恒定流量)设计不同装置,从填料差异,水体运行停留时间等方面来分析影响垂直流人工湿地脱氮除磷的因素,进而为得出实验最佳装置设计方式以及探究垂直流人工湿地去除工业污水中氮磷设计。

关键词实验模拟垂直流人工湿地无恒定流量总氮总磷去除效率人工湿地是一种由人工建造和监督控制的、与沼泽地类似的地面,它是利用自然生态系统中的物理、化学和生物的三重协同作用来实现对污水的净化.湿地系统主要由各种具有透水性的基质、水生植物、水体、湿地中低等动物和好氧或厌氧微生物种群五部分组成.

垂直流湿地属于潜流型人工湿地的一种,其综合了地表流人工湿地系统和潜流人工湿地系统地特性。在垂直潜流人工湿地中,污水从湿地表面纵向流向填料床的底部,床体处于不饱和状态,氧可通过大气扩散和植物传输进入人工湿地系统,该系统的硝化能力一般高于水平潜流湿地,可用于处理氨氮含量较高的污水

垂直流人工湿地系统运行情况是否良好取决于进水水质(污染物形态,种类)、湿地的设计以及出水水质要求等因素,在实验室中模拟垂直流人工湿地,通过不同的装置填料设计,比较去除氮磷的效果,从而探讨影响垂直流湿地去除氮磷的因素。

实验室模拟垂直流人工湿地系统对氮磷的去除作用(主要有物理吸附、生物膜利用等)设计不同装置,从填料成分差异、填料配比差异、水体停留时间等方面综合分析影响垂直流人工湿地脱氮除磷的因素,研究该处理系统的除磷效果。探究重点在于,填料种类、填料分装位置、污水停留时间、生物膜形成情况对总氮总磷去除效果的影响。结果分析重点在于,流速、去除率、去除量

1. 材料和方法

1.1实验装置

本实验设计主体装置为垂直流湿地模拟柱;

所有柱子统一为柱高30cm,内径15cm的透明塑料圆柱,在圆柱的上下各有一个突出的小管,分布在直径两侧,成为进水和出水口。出水口高出内底2cm;

共24柱

1.2填料配比

柱子分六种处理,每个处理4个平行。

㈠、填料混匀之后装柱,有机质占总重的15%

处理一:土壤3.8市斤、有机质——(编号1、2、3、4)

处理二:蛭石4市斤、有机质——(编号5、6、7、8)

处理三:砂5市斤、有机质——(编号9、10、11、12)

处理四:砂2.5市斤、蛭石2.5市斤、有机质——(编号13、14、15、16)

㈡、填料由下往上配比装柱

处理五:公分石(5cm合1223g))、腐殖质(5cm合275g)、土壤(10cm合1585g)、公分石(5cm合1223g)——(编号①、

②、③、④)

处理六:公分石(4cm合811.5g)、腐殖质(5cm合275g)、细沙(12cm 合2000g)、粗砂(4cm合1000g)——(编号⑤、⑥、⑦、⑧)

处理1、2、3、4与处理5、6之间装柱时间间隔为4个月

填装示意图:

1.3污水指标

污水配比执行国家《生活污水排放标准》(GB 18918-2002)一级A 标

N浓度 15mg/L,P浓度0.5mg/L,COD浓度50mg/L。具体配比如下:

根据尿素、十二水磷酸氢二钠、蔗糖中N、P、C含量,按每15L自来水添加尿素0.48214g 、十二水磷酸氢二钠0.086613g 、蔗糖1.55223g的标准,分别将三种物质溶解后搅拌均匀配制成实验污水。

1.4实验方法

①装柱前测定每根柱子的流速,装柱后每周二固定时间测定流速,用水满足本实验污水标准;

由流速大小比照判断生物膜形成情况

②每个柱子自成系统、互不干扰,添加污水后用保鲜膜封口透气处理

测定不同停留时间内,柱中污水氮磷含量,分析对污水中氮磷的阻流和去除效果,具体停留时间为1d、7d、>7d;

碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法(HJ 636--2012)测定总氮,

钼酸铵分光光度法(GB 11893--89)测定总磷。

所有数据统计分析在Excel和SPSS软件中处理。

2、结果分析

2.1垂直流人工湿地系统生物膜的形成情况

表1.1-16号柱子流速减小的百分比

以上图表显示:1-16号柱子出(除10、14)流速都逐渐减小,且呈正向趋势;

因此可以推断生物膜生成情况:处理一>处理二、三>处理四

表2.①-⑥号柱子流速减少的百分比

二者生物膜生成情况相差不大

2.2不同停留时间及处理设计对N、P去除率比较

表3. 不同处理及停留时间对氮、磷污染物去除率的影响

同一时间不同处理分析如下: 表4.停留1d 不同处理的氮磷去除率

污水在柱子里停留一天,测定以后对氮磷的去除效果表现并不一致, 可以得出结论:对总磷吸收效果最好的的是处理一(土壤+有机质);对总氮处理效果最好的是处理四(砂+蛭石+有机质);对氮磷同时有着高效吸收的是处理二(蛭石+有机质);前四组的处理效果比后两组好。

表5.停留7d不同处理的氮磷去除率

污水在柱子内停留7天,处理效果比停留1天提高很多;同样的是处理一总磷去除效果好,处理四总氮去除效果好;而不同的是处理五和六的处处理效果明显增加。

表6.停留时间大于7天不同处理对氮磷的去除率

污水在柱子内停留时间超过七天,前四组处理基本稳定,同停留1天和7天相比处理效果有小幅度波动,但是此时生物膜基本生长完成,湿地处于稳定状态,对外界因素抗性增强;

整体处理效果最佳的是处理二;

脱氮效果最佳为处理一;

去磷效果最佳为处理四;

处理五和六长时间停留处理效果差;

2.3不同停留时间设计效果比较

表7.不同时间的总磷去除率比较

一到四组处理效果呈逐渐上升趋势;处理五和六在7d后,处理效果明显呈下滑趋势。

表8.不同处理对总氮的去除比较

从以上图表所显示数据所表现的柱子对氮磷的处理效果可得出:

前四组停留时间越长,处理效果越好;

后两组效果停留7d>停留1d天>停留无限长;

其中的原因可能:

1、装柱方式:

前四组处理装柱时先将填料混合,然后再填装;这样有机质能均匀的分散在装置内的各个地方,有助于生物膜的形成;同时在没有恒定流量的方式下,装置内各个部位都能有效吸收氮磷;

后两组采用分层装柱,其缺点是在此实验条件下,无法在装置内各部位有效的形成生物膜,对氮磷的吸收不完全,从而影响对氮磷的吸收效率。

2、装柱时间:

前四组处理装柱时间比后两组处理装柱时间早4个月,装柱以后灌入污水,有充分的时间形成生物膜,且在同一环境条件下形成生物膜的速率只和柱子本身填料有关。装柱时间越长,生物膜形成越完整,对氮磷的去除效果越好。

2.4不同停留时间设计对N、P去除量比较

表8.不同处理一天和七天的总磷去除量

上表结合处理方式可以得出:

若只含两种填料,则土壤和有机质的对磷的去除量最大,蛭石和细沙的吸收效果比土壤弱。

总氮处理量比较

1、两种以上填料>两种填料

2、土壤对磷的去除量最大,由于土壤中本来就含有微生物,其通话效

果明显

表9.不同处理一天和七天的总磷去除量

总氮的去除量比较:处理四去除效果明显高于其他处理

2.5净化后水质

表10.地表水环境质量总氮总磷标准

经湿地处理后所有柱子总磷都达到IV类水标准,停留七天后总磷基本都达到III类水标准。

表12.净化后污水含氮量

经湿地处理后,只有处理四的柱子总氮达到V类水标准,其他柱子虽然都能一定程度的去除氮磷,但是都无法达到V类水标准。

3、结论

本实验研究表明,填料类型、装填方式、污水停留时间对垂直流人工湿地去除氮磷的效果有综合的影响。填料影响垂直流湿地的脱氮除磷效果。各种填料的结构不同,其对N、P的吸附性有明显差异

填料应采用大于两种,而不只是一种填料加有机质,有机质在填料中作用明显,它有利于更好的吸收氮磷;其中,最佳填料组合:砂+蛭石+有机质+土壤

污水在湿地内停留时间长则对氮磷吸收效果更好,

处理一(土壤+有机质):污水在柱子内停留一天时对总磷吸收效果最

好;

处理二(蛭石+有机质):对氮磷同时有着高效吸收

处理四(砂+蛭石+有机质):对总氮处理效果最好

前四组由于生物膜的生成状态良好,处理效果较后两组要高。

污水在柱子内停留7天,处理效果比停留1天提高很多;

同样是处理一总磷去除效果好,处理四总氮去除效果好;

而不同的是处理五和六的处处理效果明显增加;此实验最佳停留时间为7天。

参考资料

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[6 ] 贺锋,吴振.复合垂直流人工湿地对氮的净化效果[J] .中国给水排水,2004,20(10):18~21

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吴牛嘴等^jNlTANK工岂提高氮、磷去除率的研究73 整的运行周期由6个阶段组成,主体1一过渡l一沉降1一丰体2一过渡2一沉降2阶段。后3个阶段的污水流向恰好与前3个阶段相反(如图2)、 罔2uNITANK上艺的周期运钉过程 22试验用水及试验污泥 试验地点为南京市锁金村污水处理厂,试验水质为典型的城巾生活t;水,污水水质如表l。试验开始时,驯化污泥取自该厂曝气池的活性污泥。 表l试验水质(曝气沉砂池出水 3结果与讨论 3l主体阶段运行时间试验 本试验没置了3个主体阶段反应时间210min、120min和90nlin,过渡阶段和沉降阶段分别采用30min和60min。水力停留时间恒定为12h,水温在49℃范围内变化,泥龄控制为25—30d,容积负荷范同为0290.52奴CoD/m3-d。 主体阶段的时间对coD和TP处理效果的影响如图3。cOD的去除率随主体段时间的变化不显著,但TP的去除率则与主体段时间设置有一定关系。随着主体段时间的延长,TP的去除旱升高的趋势。, 主体阶段的时间对TP去除率的影响可从微生物活性的角度进行解释,微牛物菌群的活性依赖于其有利的生存研=境。上体阶段时间为210m;n、l2【)min和9()mm时活性污泥处于厌氧状态与好氧状态的时间比例分别为0.64、O50和043。厌氧阶段对于除磷菌的蕈要性是不言而喻的。厌氧时段的缩短将会影响除磷茼的活性,使除磷菌不能充分释磷,进而导致曝气阶段的吸磷能力受到影响,致使除磷率降低¨。此外,uNITANK采用连续进水,能保证厌氧池源源不断地产生挥发‘怍脂肪酸(VFA),满足释磷。因此,适当延长厌氧阶段的时间冉利于活性污泥充分释磷,而小会因内源损耗引起无效释磷。同时,随着反应的进行,搅拌池中的污泥不断被椎流进入曝气池。搅拌池巾残留的污泥越来越少,相对可利用的碳源增多,这更有利于这部分污泥的充分释磷。 手体阶段的时同(mm) 盥3主体段时间试验 总的来说,主体阶段时间对于cOD的降解无很大影响,适当延长主体段时问有利于TP的去除。但3个试验工况下NfE—N去除率都不商。 32过渡阶段运行时间试验 前述试验中,NHi—N去除率较低.分析其可能的原因如下:(1)过渡段曝气时间不足;(2)好氧泥龄低;(3)水温较低。 针对上述原困,本试验调整了过渡阶段的时间,并且延长污泥泥龄至40—50d,试验水温在18—25℃范围内。中间曝气池的DO浓度控制在30—40mg/L范围内,HRT控制在12h,uNITANK反应器的平均MLSs浓度为3500mg/L。试验中考察了过渡段时间为60min、90min、120mln和150一n时的N}“。N和TP去除的情况。主体段和沉降段时间分别设定为90min和60min。 图4足NH?一N和TP的去除率随过渡段时问

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污水处理生物脱氮除磷工艺 在城市生活污水处理厂,传统活性污泥工艺能有效去除污水中的BOD5和SS,但不能有效地去除污水中的氮和磷。如果含氮、磷较多的污水排放到湖泊或海湾等相对封闭的水体,则会产生富营养化导致水体水质恶化或湖泊退化,影响其使用功能。因此,在对污水中的BOD5和SS进行有效去除的同时,还应根据需要,考虑污水的脱氮除磷。其中A-A-O(厌氧-缺氧-好氧)为同步生物脱氮除磷工艺的一种。 一、工艺原理及过程 A-A-O生物脱氮除磷工艺是活性污泥工艺,在进行去除BOD、COD、SS的同时可生物脱氮除磷。 在好氧段,硝化细菌将入流污水中的氨氮及由有机氮氨化成的氨氮,通过生物硝化作用,转化成硝酸盐;在缺氧段,反硝化细菌将内回流带入的硝酸盐通过生物反硝化作用,转化成氮气逸入大气中,从而达到脱氮的目的;在厌氧段,聚磷菌释放磷,并吸收低级脂肪酸等易降解的有机物;而在好氧段,聚磷菌超量吸收磷,并通过剩余污泥的排放,将磷去除。以上三类细菌均具有去除BOD5的作用,但BOD5的去除实际上以反硝化细菌为主。污水进入曝气池以后,随着聚磷菌的吸收、反硝化菌的利用及好氧段的好氧生物分解,BOD5浓度逐渐降低。在厌氧段,由于聚磷菌释放磷,TP浓度逐渐升高,至缺氧段升至最高。在缺氧段,一般认为聚磷菌既不吸收磷,也不释放磷,TP保持稳定。在好氧段,由于聚磷菌的吸收,TP迅速降低。在厌氧段和缺氧段,NH3-N浓度稳中有降,至好氧段,随着硝化的进行,NH3-N逐渐降低。在缺氧段,由于内回流带入大量NO3-N,NO3-N瞬间升高,但随着反硝化的进行,NO3-N浓度迅速降低。在好氧段,随着硝化的进行,NO3-N浓度逐渐升高。 二、A-A-O脱氮除磷系统的工艺参数及控制 A-A-O生物脱氮除磷的功能是有机物去除、脱氮、除磷三种功能的综合,因而其工艺参数应同时满足各种功能的要求。如能有效地脱氮或除磷,一般也能同时高效地去除BOD5。但除磷和脱氮往往是相互矛盾的,具体体现的某些参数上,使这些参数只能局限在某一狭窄的范围内,这也是A-A-O系统工艺系统控制较复杂的主要原因。 1.F/M和SRT。完全生物硝化,是高效生物脱氮的前提。因而,F/M(污泥负荷)越低,SRT(污泥龄)越高。脱氮效率越高,而生物除磷则要求高F/M低SRT。A-A-O生物脱氮除磷是运行较灵活的一种工艺,可以以脱氮为重点,也可以以除磷为重点,当然也可以二者兼顾。如果既要求一定的脱氮效果,也要求一定的除磷效果,F/M一般应控制在0.1-0.18㎏ BOD5/(kgMLVSS·d),SRT一般应控制在8-15d。

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生态塘水生植物对受污染河水中氮磷的净化效果 水生植物是水生态系统的重要组成部分,对水生态系统的物质循环和能量传递起到重要作用。水生植物可以通过自身的吸收、吸附和与微生物的协同作用,有效降低水体中氮、磷含量和有机污染物水平,净化水质。采用水生植物净化污水,具有处理效果好、投资少、管理成本低、景观美化等功能。本试验挑选狐尾藻、水白菜两种水生植物,应用到生态塘1—水平潜流人工湿地—生态塘2复合系统中的生态塘中,研究水生植物对受污染河水中氮磷的净化效果 一、材料与方法 1.1 试验装置 该复合系统由生态塘1、水平潜流人工湿地、生态塘2三个独立的系统串联而成,各级系统形成一定的高度差,用于保持系统处理的进出水在重力作用下顺畅流动,形成一个无能耗污水处理系统。该复合系统的基质填料为碎石和沙子,其中生态塘1和生态塘2从底部往上分别铺设5cm的大碎石(Φ=2~4cm)和沙子,水平潜流人工湿地从底部往上分别铺设大碎石20cm,小碎石(Φ=1~2cm)50cm,沙子10cm。各级系统分别种上植物(如图1、表1)。 1.2 生态塘植物 狐尾藻(MyriopHyllumverticillatum):被子植物门、双子叶植物纲、小二仙草科中的狐尾藻属,水生草本,均为沉水植物。中国狐尾藻属植物常见有4~5种,如小狐尾藻、穗花狐尾藻、轮叶狐尾藻、三裂叶狐尾藻等。狐尾藻可作水生态修复植物、观赏植物,全草为草鱼和猪的饲料。 水白菜:学名大薸(Pistiastratiotes),天南星科大薸属,多年生浮水生植物本。水白菜雌雄同株,繁殖迅速,原产巴西,20世纪50年代被作为猪饲料在我国推广栽培。水白菜有发达的根系,可直接从污水中吸收有害物质和过剩营养物质,净化水体。 1.3 运行方案 河水→高位水箱→生态塘1→水平潜流人工湿地→生态塘2→出水。 系统24h连续进水,按HRT=3d、2d、1d的顺序交替运行,每个HRT条件下复合系统运行5~7d,3个HRT时间连续运行一次为一个周期。每运行一个周期后,系统停止运行

如何提高A2O工艺的脱氮除磷效果

如何提高A2/O工艺的脱氮除磷效果 1.A2O池的检测与控制参数的确定 A2O生物除磷脱氮工艺处理污水效果与DO、内回流比r、外回流比R、泥龄SRT、污水温度及PH值等有关。一般厌氧池DO在0.2mg/l以下,缺氧池DO在0.5mg/l以下,而好氧池DO在2.0mg/l以上;污泥混合液的PH值大于7;SRT为8-15天。 然而A2O生物除磷脱氮过程,本质上是一系列生物氧化还原反应的综合,A2O生物池各段混合液中的ORP(氧化还原值)能够综合地反应生物池中各参数的变化。混合液中的DO越高,ORP值也越高;而当存在磷酸根离子和游离的磷时,ORP则随磷酸根离子和游离的浓度升高而降低。一般A-A-O生物除磷脱氮工艺处理过程中,厌氧段的ORP应小于-250mV,缺氧段控制在-100mV左右,好氧段控制在40mV以上。 如厌氧段ORP升高,表明DO值过大,可能与回流比过大带入更多的氧及回流污泥中带入太多的氮有关,还与搅拌强度太大产生空气复氧有关。 如缺氧段ORP升高,表明DO值过大,可能与回流比过大带入更多的氧有关,另外还与搅拌强度太大产生空气复氧有关。 根据以上说明的A2O池中各参数变化对污水除磷脱氮处理工艺的影响,合理选择检测仪表,对污水处理过程中各参数的变化情况进行检测,为污水处理厂的运行控制提供依据。一般A2O工艺中需要检测的数据为: 进水:进水量Q COD COD5 PH T A2O池厌氧段:溶解氧DO 氧化还原值ORP A2O池缺氧段:溶解氧DO 氧化还原值ORP A2O池好氧段:溶解氧DO 氧化还原值MLSS 出水:COD BOD5 根据以上推荐的典型仪表配置与工艺控制特点,我们提出以ORP和DO为主要控制参数,来对曝气系统、内回流系统、外回流系统、剩余污泥排放系统进行控制,以实现良好的除磷脱氮效果,有效地降低污水中的BOD5,同时最大限度地节约能源,使整个系统高效稳定地运行。 2.A2O污水处理工艺过程控制方法 A2O污水处理工艺A2O池传统的控制是:DO值的PID调节(进气量)、MLSS的PID调节(回流比)均为对单一参数的单一对象控制。然而污水处理过程是一个滞后量非常大的过程,影响过程的参数也很多,不可能依据某一具体参数来实现整个过程的控制。污水处理过程中,生物池的曝气系统控制、污流回流系统控制都是极其复杂的控制过程。采用独立的单一的闭环控制很难达到控制要求。随着控制技术的不断发展,同时在污水处理运行过程中不断积累了大量的运行数据,这就为控制过程的查表运算,实现模糊控制带来了可能。 (1) 曝气系统自动化控制 根据季节、进水水质、进水水温、进水水量、好氧池DO、出水COD、BOD5、NH3-N 、TOP、TKN、SS等情况不同,分别确定不同的供气量,即确定空气调节阀的开度和鼓风机的开启台数及其转速。自动对工艺过程控制进行自动修整,实现模糊控制。 A2/O工艺是将厌/好氧除磷系统和缺氧/好氧脱氮系统相结合而成,是生物脱氮除磷的基础工艺,可同时去除水中的BOD、氮和磷。 工艺为:原水与从沉淀池回流的污泥首先进入厌氧池,在此污泥中的聚磷菌利用原污水中的溶解态有机物进行厌氧释磷;然后与好氧末端回流的混合液一起进入缺氧池,在此污

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污水处理工艺中如何进行脱氮除磷? 氮、磷的主要危害:一是受纳水体富营养化;二是影响水源水质,增加给水处理成本;三是对人和生物有一定的毒害。 生物脱氮分为三步: 1、氨化作用,即水中的有机氮在氨化细菌的作用下转化成氨氮。在普通活性污泥法中,氨化作用进行得很快,无需采取特殊的措施。 2、硝化作用,即在供氧充足的条件下,水中的氨氮首先在亚硝酸钠的作用下被氧化成亚硝酸盐,然再在硝酸菌的作用下进一步氧化成硝酸盐。为防止生长缓慢的亚硝酸细菌和硝酸细菌从活性污泥系统中流失, 要求很长的污泥龄。 3、反硝化作用, 即硝化产生的亚硝酸盐和硝酸盐在反硝化细菌的作用下被还原成氮气。这一步速率也比较快, 但由于反硝化细菌是兼性厌氧菌, 只有在缺氧或厌氧条件下才能进行反硝化, 因此需要为其创造一个缺氧或厌氧的环境( 好氧池的混合液回流到缺氧池) 。 生物除磷原理 所谓生物除磷, 是利用聚磷菌一类的微生物, 在厌氧条件下释放磷。而在好氧条件下, 能够过量地从外部环境摄取磷, 在数量上超过其生理需要, 并将磷以聚合的形态储藏在菌体内, 形成高磷污泥排出系统, 达到从污水中除磷的效果。 可分为三个阶段,,即细菌的压抑放磷、过渡积累和奢量吸收。 首先将活性污泥处于短时间的厌氧状态时,储磷菌把储存的聚磷酸盐进行分解,提供能量,并 大量吸收污水中的BOD、释放磷( 聚磷酸盐水解为正磷酸盐) ,使污水中BOD 下降,磷含量升高。然后在好氧阶段,微生物利用被氧化分解所获得的能量,大量吸收在厌氧阶段释放的磷和原污水中的磷,完成磷的过渡积累和最后的奢量吸收,在细胞体内合成聚磷酸盐而储存起来,从而达到去除BOD 和磷的目的。 脱氮除磷工艺 1、传统A2/O 法即厌氧→缺氧→好氧活性污泥法。污水在流经三个不同功能分区的过程中,在不同微生物菌群作用下,使污水中的有机物、氮和磷得到去除。原污水的碳源物质(BOD)首先进入厌氧池聚磷菌优先利用污水中易生物降解有机物成为优势菌种,为除磷创造了条件,然后污水进入缺氧池,反硝化菌利用其它可利用的碳源将回流到缺氧池的硝态氮还原成氮气排入到大气中, 达到脱氮的目的。 2、氧化沟工艺是一种污水处理工艺形式,因其构造简单、易于维护管理,很快得到广泛应用。主要有Passveer单沟型、Orbal同心圆型、Carrousel循环折流型、D型双沟式和T型三沟式等。传统Passveer单沟型和Carrousel型氧化沟不具备脱氮除磷功能,但是在Carrousel氧化沟前增设厌氧池,在沟体内通过曝气装置的合理设置形成缺氧区和好氧区,形成改良型氧化沟,便具备生物脱氮除磷功能。 3、SBR 法是间歇式活性污泥法,降解有机物,属循环式活性污泥法范围,主要是好氧活性污泥,回流到反应池前部的污泥吸附区,回流污泥中硝酸盐得以反硝化在充分条件下可大量吸附进水中的有机物达到脱氮除磷的效果。 随着对脱氮除磷机理的深入探究,新工艺的不断出现及其可行性, 为水处理工艺提供了新的理论和思路。但社会的可持续发展给污水脱氮除磷处理提出了越来越高的要求,污水处理已不仅限于满足排放标准,更要考虑污水的资源化和能源化的问题,必须朝着最小的COD 氧化、最低的氮磷排放量、最少的剩余污泥排放等可持续污水处理工艺的方向发展。而生物学及其技术的发展,能使生物脱氮除磷工艺得到更大的发展。

生物脱氮除磷工艺技术的应用

生物脱氮除磷工艺技术的应用班级: 学号: 作者:

生物脱氮除磷工艺技术的应用 摘要:生物脱氮除磷技术是技术上可行、经济上合理的新的水处理技术,其在城市生活污水和工业废水处理中得到推广使用。重点介绍了生物脱氮除磷的基本理论,并对近年来我国生物脱氮除磷技术在城市生活污水处理、工业废水处理、中水回用方面的应用进展进行了综述。 关键词:生活污水处理;生物脱氮除磷;机理 前言: 随着国家经济的快速发展,水体污染也越来越严重。大量的研究已经证明,污水中的氮和磷是导致水体富营养化的主要原因之一,脱氮除磷已迫在眉睫。经过实验和工程经验表明,生物脱氮除磷工艺是消除水体富营养化的有效方法。许多发达国家对日常排放的污水中的氮和磷的含量都做了限定,并要求污水处理厂达到除氮除磷的要求。而且对于中国这么一个水资源本来就十分短缺的国家来说,严格控制含氮、磷污水的超标排放是十分必要的。 一、生物脱氮除磷的基本原理 1.1 生物脱氮的基本原理 生物脱氮通过氨化、硝化、反硝化三个步骤完成: 1、氨化反应 有机氮化合物在氨化细菌的作用下分解,转化为氨态氮,这一过程称为“氨化反应”。以氨基酸为例,其反应式为: RCHNH2COOH+O2 ? ?→ ?氨化菌 RCOOH+CO2+NH3 2、硝化反应 在硝化细菌的作用下,氨态氮进一步分解、氧化,就此分两个阶段进行。首先,在亚硝化细菌的作用下,使氨(NH4+)转化为亚硝酸氮,亚硝酸氮在硝酸菌的作用下,进一步转化为硝酸氮。 3、反硝化反应 反硝化反应是指硝酸氮和亚硝酸氮在反硝化菌的作用下,被还原为气态氮的过程。 1.2 生物除磷的基本原理 所谓生物除磷,是利用聚磷菌一类的微生物,能够过量地、在数量上超过其生理需要的、从外部环境摄取磷,并将磷以聚合物的形态贮藏在菌体内,形成富磷污泥。排出系统外,达到废水中除磷的效果。

两种藻类对水体氮磷去除效果

第52卷第4期 2006年8月武汉大学学报(理学版) J.Wuhan Univ.(Nat.Sci.Ed.)Vol.52No.4 Aug.2006,487~491 收稿日期:2006202228 通讯联系人 E 2mail :Huzy @https://www.wendangku.net/doc/f115234502.html, 基金项目:国家高技术研究发展计划(863)项目资助(2002AA601021);国家重点基础研究发展规划(973)项目资助(2002CB412309)作者简介:凌晓欢(19822),男,硕士生,现从事藻类水质净化研究. 文章编号:167128836(2006)0420487205 两种藻类对水体氮、磷去除效果 凌晓欢1,2,况琪军1,邱昌恩1,2,胡征宇1 (1.中国科学院水生生物研究所/淡水生态与生物技术国家重点实验室,湖北武汉430072; 2.中国科学院研究生院,北京100049) 摘 要:借助人工装置和露天水池,通过分析实验水体中氮、磷元素浓度的变化,研究了实验室条件下一种绿球藻(Chlorococcum sp.)和露天小型生态系统中寡枝刚毛藻(Cladophora oli goclona K ütz ).对污水中氮磷营养的去除效果.结果显示:绿球藻在高浓度氮和磷的污水中生长良好并维持较高的氮磷去除率,在6天处理期间,人工污水中总溶解性氮、硝酸盐氮、氨氮、总溶解性磷的去除率分别达到46.2%,37.8%,98.4%和79.3%;在对天然湖泊水的处理中,绿球藻对总溶解性磷的去除率在第5天为79.2%.室外条件下,该刚毛藻通过吸收水体中的氮、磷营养维持自身正常生长代谢,从而降低水体的电导率和改善水质.根据本次研究,结果两种被试藻类均可作为污水处理用藻类,其中Chlorococcum sp.适合用于静态水体的修复与改善,Cladop hora oli goclona 适合于流动水体的减负与治理. 关 键 词:绿球藻;刚毛藻;氮;磷;水质;净化中图分类号:X 171 文献标识码:A 0 引 言 应用藻类进行水质净化的研究,自20世纪50年代起,至今已有近60年的历史[1].早期主要是应用微型藻悬浮培养技术进行污水处理,相关技术有藻菌氧化塘、高效藻类塘、活性藻 [2] 等.由于微型藻 悬浮培养技术在实际应用中有诸如过量藻体不易收获、出水中仍有藻类细胞残留等问题,科学家们随之将研究的焦点更多地集中在固着藻类的研究与应用上,如:固定化藻类技术[3]和藻菌生物膜技术.Da Costa [4]的研究结果证明,固定化藻类不但能有效去 除污水中的氮磷营养,对去除镉和锌等重金属离子也效果显著.由于受限于固定藻类用载体的成本较高,以致该项技术仅停留在实验室规模的研究和探索阶段,至今未见大规模实际应用的报道.吴永红等[5]以高分子材料的人工水草作为藻菌生物膜载体,用于改善富营养化水体的水质,同样获得较为理想的水质净化效果.为了进一步挖掘和筛选能有效净化污水且藻细胞易于收获的藻种,拓展藻类在污水处理中的应用范围,本文研究了一种极为耐污的 绿球藻(Chlorococcum sp.)和寡枝刚毛藻 (Cl adop hora oli goclona K ütz )对氮磷的去除效果,对二者各自的应用前景作了简要分析,同时对藻类水质净化的优势进行了探讨. 1 材料和方法 1.1 室内实验藻种与培养条件 绿球藻(Chlorococcum sp.)采自美国亚里桑那州一家污水处理厂,应用微藻分离纯化的方法,用B G11琼脂培养基分离纯化后保种培养.在无菌条 件下,将琼脂培养基上的单个藻落转接到B G11液体培养基中,置L R H 22502G 光照培养箱中培养,培养温度(25±1)℃,光照强度35~40μmol/m -2?s -1,在获得足够生物量后用于污水处理试验. 实验污水分别为人工合成污水和天然富营养化湖泊水.人工合成污水配方为:NaNO 30.425g 、(N H 4)2SO 40.075g 、MgSO 4?7H 2O 0.025g 、Ca (H 2PO 4)20.03g 、Na HCO 30.30g 、FeCl 30.0015g ,用自来水定容至1L.天然富营养化湖泊水采自 武汉东湖茶港湖区,经25号浮游生物网过滤去除明

污水处理工艺脱氮除磷基本原理

污水处理生物脱氮除磷基本原理 国外从六十年代开始系统地进行了脱氮除磷的物理处理方法研究,结果认为物理法的缺点是耗药量大、污泥多、运行费用高等。因此,城市污水处理厂一般不推荐采用。从七十年代以来,国外开始研究并逐步采用活性污泥法生物脱氮除磷。我国从八十年代开始研究生物脱氮除磷技术,在八十年代后期逐步 实现工业化流程。目前,常用的生物脱氮除磷工艺有A2/O法、SBR法、氧化沟法等。 ?生物脱氮原理 生物脱氮是利用自然界氮的循环原理,采用人工方法予以控制,首先,污水中的含氮有机物转化成氨氮,而后在好氧条件下,由硝化菌左右变成硝酸盐氮,这阶段称为好氧硝化。随后在缺氧条件下,由反硝化菌作用,并有外加碳源提供能量,使硝酸盐氮变成氮气逸出,这阶段称为缺氧反硝化。整个生物脱氮过程就是氮的分解还原反应,反应能量从有机物中获取。在硝化和反硝化过程中,影响其脱氮效率的因素是温度、溶解氧、PH值以及碳源,生物脱氮系统中,硝化菌增长速度较缓慢,所以,要有足够的污泥泥龄。反硝化菌的生长主要是在缺氧条件下进行,并且要用充裕的碳源提供能量,才可促使反硝化作用顺利进行。 由此可见,生物脱氮系统中硝化与反硝化反应需要具备如下条件: 硝化阶段:足够的的溶解氧,DO值在2mg/L以上,合适的温度,最好在20℃,不能低于10℃,,足够长的污泥泥龄,合适的PH条件。 反硝化阶段:硝酸盐的存在,缺氧条件DO值在0.2mg/L左右,充足碳源(能源),合适的PH条件。 生物脱氮过程如图5—1所示。 反硝化细菌 +有机物(氨化作用)(硝化作用)(反硝化作用)

?生物除磷原理 磷常以磷酸盐(H 2PO 4 -、HPO 4 2-和H 2 PO 4 3-)、聚磷酸盐和有机磷的形式存在于废水中,生物除 磷就是利用聚磷菌,在厌氧状态释放磷,在好氧状态从外部摄取磷,并将其以聚合形态储藏在体内,形成高磷污泥,排出系统,达到从废水中除磷的效果。 生物除磷主要是通过排出剩余污泥而去除磷的,因此,剩余污泥多少将对除磷效果产生影响,一般污泥龄短的系统产生的剩余污泥量较多,可以取得较高的除磷效果。有报道称,当泥龄为30d时,除磷率为40%,泥龄为17d时,除磷率为50%,而当泥龄降至5d时,除磷率达到87%。 大量的试验观测资料已经完全证实,再说横无除磷工艺中,经过厌氧释放磷酸盐的活性污泥,在好氧状态下有很强的吸磷能力,也就是说,磷的厌氧释放是好氧吸磷和除磷的前提,但并非所有磷的厌氧释放都能增强污泥的好氧吸磷,磷的厌氧释放可以分为两部分:有效释放和无效释放,有效释放是指磷被释放的同时,有机物被吸收到细胞内,并在细胞内储存,即磷的释放是有机物吸收转化这一耗能过程的偶联过程。无效释放则不伴随有机物的吸收和储存,内源损耗,PH变化,毒物作用引起的磷的释放均属无效释放。 在除磷系统的厌氧区中,含聚磷菌的会留污泥与污水混合后,在初始阶段出现磷的有效释放,随着时间的延长,污水中的易降解有机物被耗完以后,虽然吸收和储存有机物的过程基本上已经停止,但微生物为了维持基础生命活动,仍将不断分解聚磷,并把分解产物(磷)释放出来,虽然此时释磷总量不断提高,但单位释磷量所产生吸磷能力随无效释放量的加大而降低。一般来说,污水污泥混合液经过2小时厌氧后,磷的释放已经甚微,在有效释放过程中,磷的释放量与有机物的转化量之间存在着良好的相关性,磷的厌氧释放可使污泥的好氧吸磷能力大大提高,每厌氧释放1mgP,在好氧条件下可吸收2.0~2.24mgP,厌氧时间加长,无效释放逐渐增加,平均厌氧释放1mgP,所产生的好氧吸磷能力降至1mgP以下,甚至达到0.5mgP。因此,生物除磷并非厌氧时间越长越好,同时在运行管理中要尽量避免PH的冲击,否则除磷能

污水处理脱氮、除磷的经验值汇总

污水处理脱氮、除磷的经验值汇总 1、脱氮除磷水质的要求 1、污水的五日生化需氧量与总凯氏氮之比是影响脱氮效果的重要因素之一。异养性反硝化菌在呼吸时,以有机基质作为电子供体,硝态氮作为电子受体,即反硝化时需消耗有机物。青岛等地污水厂运行实践表明,当污水中五日生化需氧量与总凯氏氮之比大于4时,可达理想脱氮效果;五日生化需氧量与总凯氏氮之比小于4时,脱氮效果不好。五日生化需氧量与总凯氏氮之比过小时,需外加碳源才能达到理想的脱氮效果。外加碳源可采用甲醇,它被分解后产生二氧化碳和水,不会留下任何难以分解的中间产物。由于城市污水水量大,外加甲醇的费用较大,有些污水厂将淀粉厂、制糖厂、酿造厂等排出的高浓度有机废水作为外加碳源,取得了良好效果。当五日生化需氧量与总凯氏氮之比为4或略小于4时,可不设初次沉淀池或缩短污水在初次沉淀池中的停留时间,以增大进生物反应池污水中五日生化需氧量与氮的比值。 2、生物除磷由吸磷和放磷两个过程组成,积磷菌在厌氧放磷时,伴随着溶解性可快速生物降解的有机物在菌体内储存。若放磷时无溶解性可快速生物降解的有机物在菌体内储存,则积磷菌在进入好氧环境中并不吸磷,此类放磷为无效放磷。生物脱氮和除磷都需有机碳,在有机碳不足,尤其是溶解性可快速生物降解的有机碳不足时,反硝化菌与积磷菌争夺碳源,会竞争性地抑制放磷。 污水的五日生化需氧量与总磷之比是影响除磷效果的重要因素

之一。若比值过低,积磷菌在厌氧池放磷时释放的能量不能很好地被用来吸收和贮藏溶解性有机物,影响该类细菌在好氧池的吸磷,从而使出水磷浓度升高。广州地区的一些污水厂,在五日生化需氧量与总磷之比为17及以上时,取得了良好的除磷效果。 3、若五日生化需氧量与总凯氏氮之比小于4,难以完全脱氮而导致系统中存在一定的硝态氮的残余量,这样即使污水中五日生化需氧量与总磷之比大于17,其生物除磷的效果也将受到影响。 4、一般地说,积磷菌、反硝化菌和硝化细菌生长的最佳pH在中性或弱碱性,当pH偏离最佳值时,反应速度逐渐下降,碱度起着缓冲作用。污水厂生产实践表明,为使好氧池的pH维持在中性附近,池中剩余总碱度宜大于70mg/L。每克氨氮氧化成硝态氮需消耗7.14g 碱度,大大消耗了混合液的碱度。反硝化时,还原1g硝态氮成氮气,理论上可回收3.57g碱度,此外,去除1g五日生化需氧量可以产生0.3g碱度。出水剩余总碱度可按下式计算,剩余总碱度=进水总碱度+0.3×五日生化需氧量去除量+3×反硝化脱氮量-7.14×硝化氮量,式中3为美国EPA推荐的还原1g硝态氮可回收3g碱度。当进水碱度较小,硝化消耗碱度后,好氧池剩余碱度小于70mg/L,可增加缺氧池容积,以增加回收碱度量。在要求硝化的氨氮量较多时,可布置成多段缺氧/好氧形式。在该形式下,第一个好氧池仅氧化部分氨氮,消耗部分碱度,经第二个缺氧池回收碱度后再进入第二个好氧池消耗部分碱度,这样可减少对进水碱度的需要量。 2、生物脱氮的经验值

生物脱氮除磷工艺

生物脱氮除磷工艺 第一节 概述 一、营养元素的危害 氮素物质对水体环境和人类都具有很大的危害,主要表现在以下几个方面: 氨氮会消耗水体中的溶解氧; 氨氮会与氯反应生成氯胺或氮气,增加氯的用量; 含氮化合物对人和其它生物有毒害作用:① 氨氮对鱼类有毒害作用;② NO 3- 和NO 2-可被转化为亚硝胺——一种“三致”物质;③ 水中NO 3-高,可导致婴儿患变性血色蛋白症——“Bluebaby ”; 加速水体的“富营养化”过程;所谓“富营养化”就是指水中的藻类大量繁殖而引起水质恶化,其主要因子是N 和P (尤其是P );解决的办法主要就是要严格控制污染源,降低排入水环境的废水中的N 、P 含量;对于城市废水来说,利用传统的活性污泥法进行处理,对N 的去除率一般只有40%左右,对磷的去除率一般只有20~30%。 二、脱氮的物化法 1、氨氮的吹脱法: -++?+OH NH O H NH 423 2 O H H Cl NH HOCl NH 224++→+++ +-+++→+H O H Cl N HOCl Cl NH 332222 每mgNH 4+--N 被氧化为氮气,至少需要7.5mg 3、选择性离子交换法去除氨氮: 采用斜发沸石作为除氨的离子交换体。 出水 折点加氯法脱氯工艺流程

三、除磷的物化法(混凝沉淀法) 1、铝盐除磷 4343AlPO PO Al →+++ 一般用Al 2(SO 4)3,聚氯化铝(PAC )和铝酸钠(NaAlO 2) 2、铁盐除磷:FePO 4 Fe(OH)3 一般用FeCl 2、FeSO 4 或 FeCl 3 Fe 2(SO 4)3 3、石灰混凝除磷 O H PO OH Ca HPO OH Ca 23452423))((345+→++--+ 向含磷的废水中投加石灰,由于形成OH -,污水的pH 值上升,磷与Ca 2+反应,生成羟磷灰石。 第二节 生物脱氮工艺与技术 一、活性污泥法脱氮传统工艺 1、Barth 提出的三级活性污泥法流程: 第一级曝气池的功能:① 碳化——去除BOD 5、COD ;② 氨化——使有机氮转化为氨氮; 第二级是硝化曝气池,投碱以维持pH 值; 第三级为反硝化反应器,可投加甲醇作为外加碳源或引入原废水。 该工艺流程的优点是氨化、硝化、反硝化分别在各自的反应器中进行,反应速率较快且较彻底;但七缺点是处理设备多,造价高,运行管理较为复杂。 2、两级活性污泥法脱氮工艺

10种水生植物的氮磷吸收和水质净化能力比较研究_金树权

农业环境科学学报2010,29(8):1571-1575Journal of Agro-Environment Science 摘 要:选取10种水生植物水罂粟、黄花水龙、大聚藻、香菇草、水芹、大薸、凤眼莲、美人蕉、黄菖蒲和鸢尾等为研究对象,于2009 年2月中旬至6月中旬在室内静水条件下对其吸收氮、磷和净化水质的能力进行了比较研究。结果表明:(1)不同水生植物的净增 生物量差异较大,变化范围为109.9~1511.1g ·m -2,其中香菇草净增生物量最高,是黄花水龙(最低)的13.7倍;(2)不同水生植物的氮、 磷含量差异较小,其氮、磷量变化范围分别为13.67~26.38mg ·g -1和1.16~3.50mg ·g -1;(3)不同水生植物的水质净化能力差异较大, 10种水生植物的水质氮、磷去除率范围分别为36.3%~91.8%和23.2%~94.0%,10种水生植物的氮、磷吸收贡献率分别占水质氮、磷去除率的46.3%~77.0%和54.3%~92.7%。水体氮、磷去除率与水生植物净增生物量存在较高相关性,而与植株氮、磷含量不存在相关性,因而氮、磷吸收量而不是植株氮、磷含量应作为水生植物筛选的一个重要指标。关键词:水生植物;氮、磷吸收;水质净化中图分类号: X173文献标志码: A 文章编号: 1672-2043(2010)08-1571-0510种水生植物的氮磷吸收和水质净化能力比较研究 金树权1,周金波1,朱晓丽2,姚永如3,蔡国成3,陈若霞1 (1.浙江省宁波市农业科学研究院生态环境研究所,浙江宁波315040;2.宁波市农村水利管理处,浙江宁波315000;3.宁波市鄞州区下应街道农办,浙江宁波315100)Comparison of Nitrogen and Phosphorus Uptake and Water Purification Ability of Ten Aquatic Macrophytes JIN Shu-quan 1,ZHOU Jin-bo 1,ZHU Xiao-li 2,YAO Yong-ru 3,CAI Guo-cheng 3,CHEN Ruo-xia 1 (1.Ecology and Environment Institute,Ningbo Academy of Agricultural Science,Ningbo 315040,China;2.Ningbo Rural Water Management Division,Ningbo 315000,China;3.Agriculture Office of Xiaying Street,Yinzhou Distract,Ningbo City,Ningbo 315100,China ) Abstract :Ten aquatic macrophytes uptake of nitrogen (N )and phosphorus (P )and their water purification capacity were investigated in hy -drostatic conditions from middle February 2009to middle June 2009,including Hydrocleys nymphoides,Jussiaea repens,Myriophyllum aquaticum,Hydrocotyle vulgaris,Oenanthe javanica,Pistia stratiotes,Eichhornia crassipes,Canna indica,Iris pseudacorus,Iris tectorum .Results showed that (1) the net accumulated biomass strongly changed from 109.9g ·m -2to 1511.1g ·m -2among different aquatic macro -phytes,with the highest biomass of Hydrocotyle vulgaris and the lowest of Jussiaea repens;(2)there was little difference in N and P concen -tration among different aquatic macrophytes,with the range of N and P contents 13.67~26.38mg ·g -1and 1.16~3.50mg ·g -1,respectively;(3)there was greater difference in the water purification ability among thsee ten aquatic macrophytes,with the range of N and P removal efficien -cy 36.3%~91.8%and 23.2%~94.0%,respectively.The uptake of N and P and their accumulation in macrophytes were the main mechanism for the water purification,which accounted for 46.3%~77.0%and 54.3%~92.7%of the nitrogen and phosphorus removal efficiency.N and P removal efficiency in water body was significantly correlated with plant net accumulated biomass,but not with N and P concentration in macrophytes,thus N and P absorption instend of N and P concentration should be an important index for aquatic macrophytes choosing.Keywords :aquatic macrophyte ;nitogen and phosphorus uptake ;water purification 收稿日期:2010-02-01基金项目:宁波市重大科技攻关择优委托项目(2008C50019);宁波市 鄞州区科技攻关项目(鄞科2009-99);宁波市科技局一般攻关项目(2010C10009) 作者简介:金树权(1981—),男,浙江嵊州人,博士,主要从事农村生态 环境研究。E-mail : jinshuq@126.com 通讯作者:陈若霞E-mail : crx900@163.com 水体富营养化是我国江河、湖泊、水库等地表水体的重要水环境问题之一,而水体中过高的氮、磷浓度是引起水体富营养化的主要原因[1-3]。控制和修复富营养化水体的生态工程有很多,如人工湿地[4-6]、植物 缓冲带[7-8]、生态浮(床)岛[9-10]等,在这些生态工程中水 生植物是不可缺少的一部分。水生植物不但能直接吸收水体中的营养物质,而且能输送氧气到根区为微生物的生长、繁殖和污染物降解创造适宜条件[11]。不同的水生植物具有不同的生长特性和氮、磷吸收能力,这就使得不同水生植物的水质净化能力存在较大的差异。目前大部分研究侧重于人工湿地系统、植物浮床系统的水质净化能力分析和系统中水生植物的氮、 磷吸收能力研究[4-5,10] ,在室内控制条件下也有一定的 相关研究[10, 12],但是很少有在室内控制条件下同时比

MAP脱氮除磷

磷酸铵镁除磷脱氮技术 目前,生物脱氮除磷常采用A2O工艺,但其流程长且成本高,对进水氨氮浓度变化的适应性及抗负荷冲击的能力较差。本文介绍一种化学沉淀法,即MAP(Magnesium Ammonium Phosphate)脱氮除磷法。 1 MAP除磷脱氮的基本原理 向含NH4+和PO43-的废水中添加镁盐,发生的主要化学反应如下: Mg2++HPO42-+NH4++6H2O→MgNH4PO4·6H2O↓+H+(1) Mg2++PO43-+NH4++6H2O→MgNH4PO4·6H2O↓ (2) Mg2++H2PO4-+NH4++6H2O→MgNH4PO4·6H2O↓+2H+(3) 再经重力沉淀或过滤,就得到MAP。其化学分子式是MgNH4PO4·6H2O,俗称鸟粪石;它的溶度积为2.5×10-13。因为它的养分比其它可溶肥的释放速率慢,可以作缓释肥(SRFs);肥效利用率高,施肥次数少;同时不会出现化肥灼烧的情况。 2 MAP除磷脱氮的影响因素和沉淀物组成分析 2.1 Mg2+,NH4+,PO43-三者在反应过程中的比例 在处理氨氮废水方面,将H3PO4加入到含有MgO的固体粉末中制成一种乳状液,对 2.47×10-3mol/L氨氮废水进行处理,得出H3PO4与MgO的物质的量之比大于1.5时,氨氮去除率最高(90%以上),当进水氨氮质量浓度为42mg/L,在最佳条件下,氨氮质量浓度可降到0.5mg/L 以下[1]。赵庆良[2]等人对5618mg/L氨氮的垃圾渗滤液进行处理,按n(Mg2+):(NH4+):n(PO43-)=1:1:1投加氯化镁和磷酸氢二钠,废水中氨氮质量浓度降为172mg/L,过量投加10%的镁盐或磷酸盐,氨氮质量浓度可分别降为112mg/L和158mg/L,继续提高镁盐或磷酸盐的量,废水中剩余氨氮质量浓度处在100mg/L左右,很难进一步降低。笔者对某一合金厂的质量浓度为1600mg/L的氨氮废水进行处理,按最佳配比n(Mg2+):(NH4+):n(PO43-)=1.3:1:1,加入硫酸镁和磷酸氢二钠,氨氮质量浓度可降到60mg/L,对某炼油厂的氨氮含量高(1231mg/L)的废水用此方法处理,氨氮质量浓度可降到112mg/L。 在除磷方面,国外有人证明,晶体纯度与初始氨氮质量浓度有关,最佳比例n(Mg2+):(NH4+):n (PO43-)=1:1.6:1,磷、镁去除率达95%以上[3]。Katsuura[4]认为n(Mg):n(P)为1.3:1时,除磷效果最好。 2.2 反应的pH值 MAP溶于酸不溶于碱,笔者对模拟氨氮废水进行重复验证,证明废水在pH值为7.0以上,才会出现小颗粒沉淀物,当用NaOH将pH值调至8.0以上时,会出现大量沉淀。pH值在7.0~10.5之间,主要的反应过程如式(1),(2),(3),当pH值上升到10.5~12之间,固定氨会从MgNH4PO4中游离出来,生成更难溶的Mg3(PO4)2(ksp=9.8×10-25)。 笔者在对无杂质氨氮废水与含杂质氨氮废水进行比较,发现前者pH值必须达到7.0以上,才会生成沉淀,而后者在pH值为6.3左右时,水中不断出现白色沉淀物,表明氨氮废水有比较大的悬浮颗粒时,沉淀物MAP可提前生成。 国内外的研究人员对MAP除磷脱氮最佳pH值进行了研究,结果见表1。

脱氮除磷工艺汇总

脱氮除磷工艺汇总 MBR工艺脱氮除磷 MBR就是一种结合膜分离与微生物降解技术的高效污水处理工艺。在反应器内,一方面,膜组件将泥水高效分离,促使出水水质改善;另一方面,污泥停留时间(SRT)与水力停留时(HRT)在反应器内相互独立,可提高污泥浓度;此外,反应器内较长的SRT可使增殖缓慢的某些特殊菌(如自养硝化菌等)在活性污泥中出现,而膜组件又能将这些菌持留,从而使MBR处理效果得以改善。 MBR工艺具有一定局限性,对于生活污水,其仅依靠MBR本身其脱氮除磷能力只能达到40%至60%左右的去除率;对于工业废水,其对难降解有机物的去除率并没有得到太大改善。所以MBR工艺一般与SBR系列/AAO等工艺组合使用。 五种常见组合工艺: SBR-MBR工艺 A2O-MBR工艺 3A-MBR工艺 A2O/A-MBR工艺 A(2A)O-MBR工艺 SBR-MBR工艺: 将SBR与MBR相结合形成的SBR-MBR工艺,除了具有一般MBR的优点外,对于膜组件本身与SBR工艺两种程序运行都互有帮助。由于膜组件的截留过滤作用,反应中的微生物能最大限度地增长,利于世代时间较长的硝化及亚硝化细菌的生长繁殖,因此,污泥的生物活性高,吸附与降解有机物的能力较强,同时也具有较好的硝化能力。此外,SBR式的工作方式为除磷菌的生长创造了条件,同时也满足了脱氮的需要,使得单一反应器内实现同时高效去除氮磷及有机物成为可能。与传统SBR系统相比,SBR-MBR在反应阶段利用膜分离排水,可以减少传统SBR 的循环时间;同时,序批式的运行方式可以延缓膜污染。 A2O-MBR工艺: 由A2O工艺与MBR膜分离技术结合而成的具有同步脱氮除磷功能的A2O-MBR工艺,可进一步拓展MBR的应用范畴。在该工艺中设置有两段回流,一段就是膜池的混

如何净化猪场养殖污水中的氮磷

如何净化猪场养殖污水中的氮磷 1 引言 养殖污水和液态排泄物是集约化畜禽养殖场污染物无害化处理的难点.目前,规模化畜禽养殖场的污水通常采用沼气池厌氧发酵进行处理,但产生的数量巨大的沼液中仍然含有高浓度的氮磷等营养盐.随着农村城镇化进程的推进,消纳沼液的耕地日渐不足,产生的沼液直排到水体中,将会导致自然水体严重富营养化.如何净化沼液越来越成为规模化畜禽养殖场可持续发展的制约因素. 微藻属于光合自养型生物,在自然界广泛分布,能有效吸收利用水体中的氮磷等营养物质,很早就被人们用以处理污水、净化环境.同时,微藻也是十分重要的生物资源,微藻细胞营养丰富,含多种生理活性物质,某些微藻在特定的培养条件下能选择性地蓄积高附加值的产品.利用微藻生产生物柴油或单细胞饲料蛋白源是当前微藻开发利用的热点.若能利用养殖场污水培养产油微藻,既可以利用微藻净化污水,还能为微藻生物柴油的生产提供资源,一举两得. 因此,本文选择了15株淡水微藻,在实验室条件下考察其在猪场养殖污水中的生长性能及其对污水中氮磷的去除效果,并检测利用猪场养殖污水培养的各株微藻的细胞蛋白含量和脂肪酸组成,以期为猪场养殖污水的无害化高效净化处理筛选出合适的藻株. 2 材料与方法 2.1 试验材料 2.1.1 猪场养殖污水 猪场养殖污水取自浙江嘉兴余新镇敦好农牧有限公司的养猪场.养殖污水经过厌氧发酵及露天氧化塘沉淀处理后,用于本试验.试验用污水的水质状况如表 1所示. 表1 试验用猪场养殖污水的水质状况 2.1.2 试验藻株 试验用15个藻株均取自上海海洋大学生物饵料研究室微藻种库,分别为纤维藻(Ankistrodesmus sp.)SHOU-F1、椭圆小球藻(Chlorella ellipsoidea)SHOU-F3、单生卵囊藻(Oocystis solitaria)SHOU-F5、多棘栅藻(Scenedesmus spinosus)SHOU-F7、多棘栅藻(S. spinosus)SHOU-F8、肥壮蹄形藻(Kirchneriella obesa)SHOU-F9、斜生栅藻(S. obliquus)SHOU-F17、淡水小球藻(Chlorella sp.)SHOU-F19、椭圆小球藻 (Ch.ellipsoidea)SHOU-F20、斜生栅藻(S.obliquus)SHOU-F21、四球藻(Tetrachlorella alternans)SHOU-F24、镰形纤维藻(A.falcatus)SHOU-F26、小球藻(Chlorella

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