两级污泥法在高浓度氨氮工业废水中去生物氮的去除

两级污泥法在高浓度氨氮工业废水中去生物氮的去除1 概述各种各样人类活动产生大量氨氮废水：石化产品、化肥和食品工业、城市固体垃圾处理站点或者猪农场垃圾的沥出液。

处理这类垃圾产生一系列环境问题，其中水生物是最大的受害者，因为溶解水里的自由氨。

+BNR工艺是去除废水中低浓度氨氮最普遍的方法，但是不适用于处理高浓度氨氮废水，使用更频繁的物化法，比如吹脱。

生物处理高浓度工业废水主要问题是高浓度氨氮或者亚硝酸盐抑制硝化反应。

但是从环境和经济观点来看，BNR工艺处理高浓度氨氮废水是一个引人注意的方法。

在设计生物废水处理厂要求氮去除中硝化和反硝化速率是关键参数。

考虑到这个原因，非常由必要通过实验确定最大硝化速率（MNR）和最大反硝化速率（MDR），实验条件按照工业比例与处理厂相似。

本研究的目的是去确定对氨氮浓度5000mgN-NH4+/L实际工业废水的生物法处理法。

这个浓度高于所查找的参考资料的浓度。

为了减少法总体积同时保证两阶段污泥较适宜，BNR使用不同尺寸。

本论文采用了两个独立阶段法中的一个；第一阶段是硝化活性污泥阶段和第二阶段是反硝化过程。

每个阶段由一个反应池和沉淀池组成，产生两个不同微生物菌种生长：硝化微生物和反硝化微生物。

为了处理低COD/N比率工业废水，有必要增加外加有机碳源。

在反硝化过程中使用不同标准选择特殊外加碳源。

首先，有必要考虑碳化合物产生最高MDR。

已出版的参考资料给出了一些对照数据。

一席作者提出乙酸比葡萄糖、甲醇、乙醇取得更高的速率。

然而，其它作者用甲醇取得了与使用乙酸相接近的结果。

一些参考资料显示乙酸比甲醇达到更高的速率，尽管其它论文显示相反的结果。

也有必要考虑外加碳源的成本和有效性。

如果碳源是化学混合物（乙醇、甲醇和乙酸），它能以一定市场价格得到。

如果计划建工业规模处理厂，外加碳源应该是便宜的，并且能产生足够的数量保证污水处理厂连续运行。

使用含碳副产品能满足这些要求，它们被由工厂普遍产生的，但不认为是废物产品。

本论文主要研究两阶段污泥法硝化和反硝化阶段，目的为了确定MNR和MDR.。

另外，温度对反硝化过程的影响，和研究不同外加碳源对反硝化的影响。

2 材料和方法2.1 废水说明除了高浓度氨氮废水（N-废水），工艺还包括处理另一种工业废水，主要含有有机物（COD－废水），它有利于反硝化。

然而，这种有机物不足够反硝化所有生成的硝酸盐。

因此，要使用外加碳源。

表格2说明了两种实际工业废水基本组成。

可以看到，在含氮废水中氨氮浓度范围为4000－6000mgNH4+/L，而含COD废水中COD浓度范围为1300－1500mgCOD/L。

大多数这种有机物质是乙醇，因此很容易生物降解。

含氮废水也包含了高浓度氯化物和硫酸盐阴离子。

2.2 外加碳源概述两种外加碳源使用两工业加工副产品。

第一种副产品是酒精饮料生产的混合废物。

第二种副产品是化工厂的废物，甲醇、异丙基乙醇和丙酮构成。

它主要成分是甲醇。

表格3显示了两种副产品的成分。

贯穿这篇论文，它们称为“乙醇混合物”（酒精饮料废物形成的）和“甲醇混合物”（化学废物形成的）。

处理厂每一个反应器都有在线传感器（溶解氧（DO）、pH、ORP、温度）连接到探测控制器上。

所有控制器和水厂机械元件与一台PC相连接，尽管不同数据获取卡（先进技术PCL726、PCL813和PCLD885）。

为了自动控制所有法，用C语言设计专门软件。

根据以前软件设计，包括图形监控、数据备份、和关键工艺参数的控制（流量、pH、DO和温度）。

pH控制根据ON/OFF法则扮演可靠的药剂师作用增加碳酸钠。

DO 控制根据计算机里设计的数值PID法则，它能修改空气流量，使用了一个大的流量计（Bronkhorst Hi-Tec，0－20Ln/min）。

处理厂位于室内，通过加热、通风和空调来调节温度。

2.4 实验设置实验工作在两级污泥中进行，处理厂分两个独立的阶段：硝化和反硝化。

图1显示了处理平面图。

含氮废水流进硝化活性污泥法，一个27L好氧反应池和一个沉淀池构成。

好氧反应池自动控制pH在7.5。

DO 通过PID控制器保持在3mgO2/L。

保持温度在20℃300天，然后改变温度在15℃30天，最害将温度控制在25℃。

污泥停留时间（SRT）大约为25天。

水和污泥线空气线控制线图1 处理厂布置图硝化活性污泥法的流出量是反硝化活性污泥法的流进量1/3倍（图1）。

其它两个是含COD 废水和外加碳源。

反硝化阶段由一个27L缺氧反应池、一个15L曝气池和一个沉淀池构成。

氮气在缺氧池生成，在曝气池中吹脱，因此有利于下一步沉淀。

温度和好氧反应池相同。

pH不用控制，它的值大约为8.0－9.0。

SRT在15天左右。

氮负荷率（NLR），硝化和反硝化率定义为HRT是水力停留时间，[VSS]reactor是生物量浓度，[N-NH4+]in是流进氨氮浓度，[N-NH4+]out是流出氨氮浓度，[N-NO X-]in是流进氮氧化物浓度以及[N-NO X-]out是流出氮氧化物浓度。

2.5 分析方法总悬浮固体（TSS）、挥发性悬浮固体（VSS）、污泥体积指数（SVI）、碱度和氨氮按照APHA’S标准方法进行分析。

氯化物（Cl-）、硫酸盐（SO42-）、亚硝酸盐（NO2-）、硝酸盐（NO3-）和氟化物（F-）用WATERS 量子4000E CE根据毛细管电泳作用进行分析。

分析条件为20℃温度，15千伏负电源，在254纳米间接用UV检测和5分钟分析。

3 结果和讨论目前研究硝化和反硝化反应池生物接种来源改进Ludzack-Ettinger反应器的初步研究，该反应器已经处理工业废水由一年多了。

法用相同微生物菌启动，然后朝着专业菌培养（由于特殊的实验条件）。

两级污泥厂连续运行了450天，使用实际、高浓度工业废水。

3.1 硝化3.1.1 pH控制含氮废水含有碱度比硝化根据化学计量所需碱度药少。

为了解决这个问题，一套自动控制法通过增加固体碳酸钠控制硝化反应池的pH。

这个控制供应了必要的碱度，因此pH条件有利于反应。

硝化反应最佳pH值范围为7.5－8.5。

本实验选择7.5值，由于高的pH氨氮物会转化为氨，而氨会抑制反应。

添加碳酸钠提供了硝化细菌适宜的条件，避免了使用它们培养基之一的物质无机碳，该物质会产生潜在抑制。

校正固体药剂师供给碳酸钠准确的数量（每剂量1.3gNa2CO3）。

由于控制法记录每天总的剂量，可以计算出每天使用碳酸钠总量。

在这个实验中，检验碳酸钠消耗量是否和碱度减少理论值相同，寻求硝化法适宜的设计值（每N-NH4+消耗7.1gCaCO3,或者4.26gCO32-/g N-NH4+）。

所得实验值为消耗每gN-NH4+需要6.1±0.6g Na2CO3，与4.4±g CO32-/g N-NH4+(非常接近理论值)相一致。

在运行140天后，反硝化法部分水回流到硝化法。

通过该污水回流重新获得了反硝化法产生的部分碱度，因此减少了碳酸盐添加量。

3.1.2 污泥培养硝化反应池开始生物量浓度大约为4000mgVSS/L。

图2显示该反应池的VSS和TSS浓度和它的SVI。

在整个研究中VSS浓度保持在3500±700mgVSS/L。

VSS/TSS比率为48±8％。

但是，这个比率在200至250天时低于平均值；值降低是由于外加碱源引起的。

最初碳酸钠改变为另一种便宜的碱源氢氧化钙；硝化反应池中添加钙离子引起硫酸盐和氯化沉淀。

那些盐分增加了污泥无机成分，VSS/TSS比率减少到30－35％。

为了解决该问题，碱源再用碳酸钠，VSS/TSS比率达到本研究的平均值。

在整个研究中硝化污泥有好的沉淀性，VSI值低于50mL/g。

3.1.3 氮的去除图3显示了在450天运行期间硝化法进水和出水所有氮化合物的浓度和氨氮去除百分比。

有两个周期，一个没有碱回流，另一个有碱回流（反硝化法出水，如图1）。

回流包括硝化法中稀释进水氨氮浓度，但没有降低NLR。

表格4显示两个运行的操作参数。

在两个运行平均硝化率非常高。

在整个研究中氨氮去除率也非常高，范围为90％－100％。

图2 TSS，VSS，%VSS/TSS和整个研究中硝化法的SVI值图3 在整个研究中硝化法进水和出水所有氮化合物的浓度和氨氮去除百分比表格4整个研究中硝化法操作参数比较进水氨氮浓度和出水氧化氮浓度（亚硝酸盐和硝酸盐），证实了氨氮去除是由于硝化发应，两个浓度相等。

另外，碳酸盐消耗所得值和硝化化学计量值相等。

那些结果否认了氨氮是通过吹脱或者其他微生物（如ANAMMOX处理）途径去除的。

3.1.4 最大硝化率和那些工业规模处理厂相似的条件下进行实验确定MNR，连续等等。

在进行那些实验遇到的问题是含氮废水中高浓度，因为如果NLR比MNR大，大量氨氮积累将会发生。

积累抑制了反应，所观察到的硝化速率不是最大值。

因此，实验逐渐地、控制 NLR增长的进行。

紧紧当NLR稍微超过MNR时，法才有一些氨氮积累；但是，观察到硝化率依然时最大值。

三个实验分别在15℃、20℃和25℃进行。

图4（a）显示第一个实验在温度15℃时的结果。

实验开始时NLR为0.06gN-NH4+/gVSS-1d-1，没有发生氨氮积累。

在NLR增加到0.13mgN-NH4+/(gVSS.d)时，NLR明显高于MNR，产生了150mg N-NH4+/L积累。

测量了三个水力停留时间5－16天时段，可以知道计算除出作为平均值的MNR，其值为0.10±0.01g N-NH4+/(gVSS.d)。

图4（b）和图4（c）分别显示了第二个和第三个实验结果。

两个实验的MNR计算和第一个实验相同，第二个实验（T=20℃）MNR的计算利用了测量了二个水力停留时间13－20天时段，其值为0.21±0.01g N-NH4+/(gVSS.d)。

第三个实验（T=25℃）MNR的计算利用了测量了二个水力停留时间12－20天时段，其值为0.37±0.03g N-NH4+/(gVSS.d)。

那些数值说明了温度对硝化率的影响。

温度系数是θ＝1.14±0.03，调节那些速率适应于方程（）。

图5将本实验25℃时MNR值与不同处理高浓度、氨氮废水法已出版的数据相比较。

由于大多数早期数据在25℃取得的，因此MNR也选择该温度。

本实验MNR明显高于BNR一级污泥法MNR见表。

这是合乎逻辑的结果，由于在一级污泥法进水COD/N比率对可完成的MNR的不良影响。

更具体来说，进水COD/N比率3.4，MNR硝化系统获得了0.37gN-NH4+/(gVSS.d)，是一级污泥系统处理相同废水的12倍，其硝化－反硝化速率为0.03 gN-NH4+/(gVSS.d)。

为了使本研究MNR与生物膜硝化速率对比，硝化速率采用容积负荷而不是质量负荷。