CN102259977B

CN102259977B - 一种对含有氨氮的废水进行脱氮的方法

Info

Publication number: CN102259977B
Application number: CN 201010189943
Authority: CN
Inventors: 李本高; 翟炜; 桑军强
Original assignee: Sinopec Research Institute of Petroleum Processing; China Petroleum and Chemical Corp
Current assignee: Sinopec Research Institute of Petroleum Processing; China Petroleum and Chemical Corp
Priority date: 2010-05-25
Filing date: 2010-05-25
Publication date: 2013-12-25
Anticipated expiration: 2030-05-25
Also published as: CN102259977A

Abstract

对含有氨氮的废水进行脱氮的方法，其中，该方法包括在曝气条件下，将含有氨氮的废水与多孔材料接触，所述多孔材料包括多孔载体和负载在该多孔载体外表面的硝化细菌以及负载在该多孔载体孔道内的反硝化细菌，将含有氨氮的废水与多孔材料接触的条件使得废水的总氮脱除率达到75％以上；所述多孔载体具有贯穿于该多孔载体的穿透孔和分布于该多孔载体内部的用于连接穿透孔的扩散孔，所述穿透孔的孔直径为15-20微米，所述扩散孔的孔直径为1-3微米。本发明提供的对含有氨氮的废水进行脱氮的方法能够实现将硝化和反硝化过程偶合在一个反应器中进行。

Description

一种对含有氨氮的废水进行脱氮的方法

技术领域

本发明涉及一种对含有氨氮的废水进行脱氮的方法。

背景技术

目前，对高氨氮废水的处理方法主要有物理法、化学法和生物法等。物理法包括反渗透、蒸馏等，化学法有气提法、离子交换法、电渗析等。由于物理与化学方法存在运行费用高、投资大等不足，不利于推广应用。因此，大部分废水脱氮采用处理成本较低的生物技术，或生物技术与物理化学方法相结合的处理工艺。

传统的硝化-反硝化的脱氮过程包括硝化与反硝化两个阶段，即，在将有机氮转化为氨氮的基础上，通过硝化菌和反硝化菌的作用，将氨氮通过硝化菌的硝化作用转化为亚硝态氮、硝态氮，再通过反硝化菌的反硝化作用将硝态氮转化为氮气，而达到从污水中脱氮的目的。因而，污水的生物脱氮通常包括氨氮的硝化和亚硝酸盐氮及硝酸盐氮的反硝化两个阶段。如目前普遍应用的A/O、SBR、MBR工艺，都属于传统的硝化-反硝化技术。虽然，传统的硝化-反硝化生物处理技术对含有氨氮的废水的处理效果较好、成本较低，但主要存在以下不足：

(1)处理效率低，装置占地面积大；

(2)不能直接用于处理高氨氮废水；

(3)能耗较高。

对于采用传统的硝化-反硝化方法对含有氨氮的废水进行处理的技术存在的这些不足，国内外学者开展了大量研究工作，取得了明显进步，如近年出现的短程硝化反硝化、同时硝化反硝化、厌氧氨氧化等几种新型工艺。

一、短程硝化反硝化

早在1975年，Voet就发现在硝化过程中HNO₂积累的现象并首次提出了短程硝化反硝化生物脱氮(Shortcut nitriflcation-trification，也可称为不完全生物脱氮或称简捷硝化-反硝化生物脱氮)。

短程硝化反硝化生物脱氮就是抑制硝酸菌的活性，将硝化反应控制在亚硝酸阶段，不让亚硝酸进一步硝化，直接进行反硝化。这种方法的关键在于将硝化过程控制在HNO₂阶段而终止，随后进行反硝化。由于在开放的生态系统中亚硝酸菌和硝酸菌为紧密的互生关系，因此不可能将反应完全控制在亚硝化阶段，所以短程硝化的标志是稳定较高的NO₂ ^-浓度，即亚硝化率较高(其定量描述是NO₂ ^--N与总硝态氮NO₂ ^--N+NO₃ ^--N之比大于50％)。亚硝酸积累影响因素很多，可以通过调节温度、pH值、氨浓度、溶解氧、氮负荷、有害物质和泥龄等来实现。

Van Benthum W.A.J.在他的论文Nitrogen removal using nitrifying biofilmgrowth and denitrifying suspended growth in a biofilm airlift suspension reactorcoupled with a chemostat中提出，短程硝化反硝化与传统的硝化反硝化相比，具有如下的优点：

(1)硝化阶段可减少25％左右的需氧量，降低了能耗；

(2)反硝化阶段可减少40％左右的有机碳源，降低了运行费用；

(3)反应时间缩短，反应器容积可减小30％-40％左右；

(4)具有较高的反硝化速率(NO₂ ^-的反硝化速率通常比NO₃ ^-的高63％左右)；

(5)污泥产量降低(硝化过程可少产污泥33％-35％左右，反硝化过程中可少产污泥55％左右)；

(6)减少了投碱量等。

因此，对许多低COD/NH₄ ⁺比废水(如焦化和石化废水及垃圾填埋渗滤水等)的生物脱氮处理，短程硝化反硝化显然具有重要的现实意义。

二、同步硝化反硝化

同时硝化/反硝化技术(Simultaneous Nitrification and Denitrification，简称SND)是在同一个反应器中，使硝化与反硝化作用同时进行。由于当前人们对同时硝化/反硝化作用机理认识尚未一致，还未形成能够解释所有的同时硝化/反硝化现象。

Robertson L.A.与Rittmann B.E.分别对同时硝化反硝化做出了机理解释，其中提出了较为成熟的微环境理论。

同步硝化反硝化微环境理论是建立在好氧硝化和缺氧反硝化相互独立的理论之上，主要强调DO浓度(溶解氧的浓度)和污泥絮凝体尺寸或生物膜厚度的作用。一方面，由于氧的传递受扩散阻力的影响，在污泥絮体或生物膜内形成溶解氧的浓度梯度，污泥絮凝体或生物膜外部和外表面的溶解氧浓度较高，为好氧环境，以好氧菌、硝化菌为主，硝化在絮凝体表面进行；另一方面，深入污泥絮凝体或生物膜内部，溶解氧浓度逐渐下降并趋于零，形成缺氧区，反硝化在絮凝体或生物膜内部缺氧微环境中进行。按照物理学解释，只要适当地控制系统中溶解氧浓度，就可以在污泥絮凝体内外分别形成缺氧和好氧环境，实现同步硝化反硝化。

K.Naidoo，V在他的论文研究The exceptional simultaneous removal ofcarbon，nitrogen and phosphorus in a simple activated sludge treatment system atKingsburghwastewater treatment works中，表明溶解氧控制在0.5-1.0mg/L时，可以在活性污泥或生物膜体系中获得较高程度的同步硝化反硝化作用，而在相同溶解氧浓度下，同步硝化反硝化程度受污泥絮凝体尺寸和生物膜厚度影响。该方法中菌体的负载量较低，且同步硝化反硝化的过程不稳定。

三、厌氧氨氧化

ANAMMOX(Anaerobie Ammonium Oxidation)，即厌氧氨氧化工艺也是荷兰Delft大学1990年提出的一种新型脱氮工艺，该工艺的特征是在严格厌氧条件下，以硝酸盐或亚硝酸盐作为电子受体，将氨氮氧化成氮气。ANAMMOX工艺是一种全新的生物脱氮工艺，完全突破了生物脱氮工艺中的基本概念，是在厌氧条件下利用NH₄ ⁺-N作为电子供体将NO₂ ^--N转化为N₂。

在ANAMMOX工艺中，关键的电子受体是NO₂ ^-，而不是NO₃ ^-，其反应式是：

NH₄ ⁺+NO₂ ^-→N₂+H₂O

郑平等在厌氧氨氧化菌基质转化特性的研究中表明厌氧氨氧化过程是由自养菌完成的，所以可以节能节碳，而且污泥产量少，在1000mg/L氨氮或硝态氮的条件下不会受到抑制，但是在100mg/L亚硝态氮条件下，厌氧氨氧化过程即受到限制。不过可以通过添加痕量厌氧氨氧化中间产物(联氨或轻氨)来克服，但此方法要投入实际应用面临菌种产量少、污泥驯化时间长(约100天)、接种可用污泥少的困难。

该过程对于从厌氧硝化的废水中脱氮具有很好的前景，对于高氨氮、低COD的废水由于硝酸盐的部分氧化，可大大节省能源。

综上所述，对于氨氮废水的处理方式有多种，各有利弊。应对不同行业的工业氨氮废水，还要针对其不同的污水组分，采取相应不同的处理工艺。同时还要对于基建费用，运行成本，处理效果进行综合考量，选取高效、稳定、经济的处理方法。

发明内容

本发明的目的在于克服上述现有技术中的缺陷，提供一种新的对含有氨氮的废水进行脱氮的方法。

本发明提供了一种对含有氨氮的废水进行脱氮的方法，该方法包括在曝气条件下，将含有氨氮的废水与多孔材料接触，所述多孔材料包括多孔载体和负载在该多孔载体外表面的硝化细菌以及负载在该多孔载体孔道内的反硝化细菌，将含有氨氮的废水与多孔材料接触的条件使得废水的总氮脱除率达到75％以上；所述多孔载体具有贯穿于该多孔载体的穿透孔和分布于该多孔载体内部的用于连接穿透孔的扩散孔，所述穿透孔的孔直径为15-20微米，所述扩散孔的孔直径为1-3微米。

在本发明提供的对含有氨氮的废水进行脱氮的方法中，利用比表面积较大的多孔材料作为生物载体，在曝气条件下，使该多孔材料的外表面处在良好的富氧环境，而其内表面处在良好的缺氧环境，实现在材料外表面负载好氧性硝化菌进行硝化反应，而在多孔载体的孔道内负载厌氧性反硝化菌进行反硝化反应，使硝化和反硝化过程偶合在一个反应器中。

本发明相较于其它传统的载体技术具有以下优点：

(1)可以在内外表面同时负载微生物，并利用材料的孔径结构特征，大幅提高微生物的负载量。与常用生物载体材料，如沸石、火山岩、陶粒相比较，该多孔材料的微生物负载量是它们的3-5倍。同时从外表面扩散到内表面的距离大大缩短而有利于提高反应速率，从而提高脱氮效率，缩小反应器容积，适应中高浓度的氨氮废水的处理。

(2)利用DO的扩散机制，能较好的在同一载体上达到硝化反应与反硝化反应的偶合，实现同时硝化反硝化，提高生物脱氮的效率。

(3)抗冲击能力好，能负荷较高浓度的氨氮废水。利用该材料作为生物填料的污水生物处理装置，最高能处理氨氮浓度高达1000mg/L的污水。

(4)适应性强，适用于各类污水生物处理装置，如曝气生物滤池(BAF)以及三相流化床等。

附图说明

图1为本发明的方法中所用的多孔材料的多孔载体的孔道示意图，其中，1表示穿透孔；2表示扩散孔；

图2表示本发明的方法中同步硝化反硝化环境。

具体实施方式

按照本发明，所述对含有氨氮的废水进行脱氮的方法包括将含有氨氮的废水进行硝化和反硝化，其中，该方法包括在曝气条件下，将含有氨氮的废水与多孔材料接触，所述多孔材料包括多孔载体和负载在该多孔载体外表面的硝化细菌以及负载在该多孔载体孔道内的反硝化细菌，将含有氨氮的废水与多孔材料接触的条件使得废水的总氮脱除率达到75％以上，优选情况下，将含有氨氮的废水与多孔材料接触的条件能够使得废水的总氮脱除率达到80％以上；所述多孔载体具有贯穿于该多孔载体的穿透孔和分布于该多孔载体内部的用于连接穿透孔的扩散孔，所述穿透孔的孔直径为15-20微米，所述扩散孔的孔直径为1-3微米。

本发明的发明人发现，现有技术中常规的生物载体的内表面积虽然较大，但孔径很小，一般为纳米级，而微生物的直径一般为微米级，因而微生物无法进入生物载体的孔道内，因此，微生物只能负载在外表面，而无法负载在孔道内，而使生物载体的内表面失去了负载作用，从而导致生物负载量少、处理效率低以及存在不能将硝化和反硝化偶合在同一载体上的问题。而一些特殊的大孔材料，由于孔径过大，一般在100μm以上，又会大幅减小生物载体的比表面积，因此，微生物的负载量仍然较低。

如图1所示，在本发明的方法中，所述多孔材料包括多孔载体和负载在该多孔载体外表面的硝化细菌以及负载在该多孔载体孔道内的反硝化细菌，所述多孔载体的内部分布着彼此交联的两级孔隙，即，一种是贯穿于该多孔载体的穿透孔或称为对流孔(通透性大孔)，所述穿透孔的孔直径可以为15-20微米；另一种是分布于该多孔载体内部的用于连接穿透孔的扩散孔或称为连接孔，所述扩散孔的孔直径可以为1-3微米，其孔深度不超过5微米。

所述多孔材料具有多孔贯流特性，其通透性大孔孔径远大于一般微生物的细胞，适合废水、微生物及其代谢产物的传输，可作为载体内外传质的通道；而其扩散孔的孔径较小，适合微生物的附着生长，而形成生物膜。从而能够同时对该多孔材料的外表面和内部孔道进行利用，提高载体的可利用比表面积，大幅提高载体附着的微生物量，使生物反应器的局部微生物浓度进一步提高，从而在原来生物脱氮工艺的处理效果上更进一步，达到更佳的脱氮效果。所述多孔载体可以商购得到，也可以按照CN1872681A公开的方法制备得到。

同时，如图2所示，利用水体中溶解氧的扩散机制：DO(水中的溶解氧)并不会均匀地分布在多孔材料载体的球体内(生物膜系统从微观上看是多相反应器，生物载体作为存在于污水中的固相，载体内存在溶解氧梯度，即在载体表层溶解氧浓度较高，以好氧菌、硝化菌为主，由于溶解氧传质受阻和载体外层微生物消耗大部分溶解氧，使载体内部形成兼氧、厌氧环境，从而有利于反硝化菌的繁殖)，总的说来，载体外层3溶解氧浓度较高、内部1溶解氧浓度较低，氧气要达到载体的球体内部，从传质的角度看，必须要提供相应的溶解氧。则在控制水体内DO值在一定的范围内，使材料的外表面处在良好的富氧环境，而内表面处在良好的缺氧环境(通过在污水处理过程中控制气水比(体积比)，即控制每小时通入氧气的量与每小时的进水量比值来实现溶解氧的量的控制)，使硝化菌负载生长并形成在好氧环境的载体的外比表面上，使反硝化菌生长并形成在厌氧环境的载体的内部孔道中。使硝化过程与硝化过程同时在同一载体上偶合，实现SND(同时硝化反硝化)，达到氨氮与总氮的同步脱除。

由于在同一载体上，实现了硝化过程与反硝化过程的偶合。其脱氮的传质距离仅仅是载体外表面扩散到内表面的距离，这就大大缩短了一般脱氮过程由硝化阶段向反硝化阶段的传质过程。从而提高了整体生物脱氮的效率，可以在保证脱氮效果的前提下，实现生物反应器的小型化，减小占地面积，降低工业化的前期的基建费用。

按照本发明，将硝化细菌和反硝化细菌负载在所述多孔载体上的方法可以采用本领域技术人员所公知的各种常规的方法。例如，采用自然挂膜的方法或者采用接种工程菌的方法，只要保证得到的多孔材料能够满足处理含有氨氮的废水的需要即可。由于在本发明中，所述多孔载体材料的特殊结构，采用本发明的多孔载体较容易挂膜，一般在20-30℃时，采用自然挂膜，10-12天左右可以挂膜成熟。

例如，所述自然挂膜法是利用原水中的已有的各类微生物吸附到填料上，培养形成生物膜。即，以小流量进水(水力停留时间一般以8小时开始)，使微生物逐渐接种在颗粒滤料上，附着生长，然后逐渐减少水力停留时间(即增加水力负荷，即提高流速，加大进水量)，直至达到设计要求(一般情况下，只要满足出水氨氮浓度降低50-60％，COD值降低50-60％即可)认为生物膜成熟。自然富集培养挂膜时间较长，但挂膜成功后能稳定运行。

接种挂膜法则是采用活性污泥接种，将富含硝化菌菌种的污泥加入到反应器中后，少量污泥截留附着在载体表面，这些附着微生物生长时将摄取废水中的营养物，进行新陈代谢的生命活动，并在载体表面生长、繁殖，逐渐形成一层薄的胶质粘膜，随着微生物不断摄取营养物质，胶质粘膜从载体表面向外扩展，并分裂为新细胞，逐步覆盖先前已形成的膜层，进而形成成熟的生物膜。接种挂膜适用于低温条件下的挂膜，可以强化挂膜效果，减少挂膜时间。

按照本发明，将含有氨氮的废水与多孔材料接触的条件只要满足使得废水的总氮脱除率达到75％以上，优选达到80％以上即可。其中，总氮(TN)包括无机氮和有机氮，有机氮是指含氮的有机化合物，主要以氨、铵等形式存在，无机氮是指小时、亚硝酸根的盐类。

按照本发明，将含有氨氮的废水与多孔材料接触的方式可以为各种方式，一般情况下，所述接触的方法为将含有氨氮的废水通过多孔材料的床层，所述接触的条件包括水力停留时间可以为3-12小时，优选为4-10小时。其中，所述水力停留时间是指水在一定外力下停留在某一点的时间，在本发明中即指废水与多孔材料的接触时间。为了保证在上述水力停留时间内能够达到对废水的处理要求，即为了避免微生物的失活，可以通过定期的反冲洗(例如，每两天一次的反冲洗)，来保持生物膜系统的活性。

按照本发明，所述多孔载体的总的比表面积为1.2-1.8m²/g，比孔容0.2-0.3cc/g；穿透孔的体积占多孔载体的总的孔体积的10-20％；扩散孔的孔体积占多孔载体的总的孔体积的50-60％(此外，所述多孔载体还包括一些孔直径在1微米以下的小孔，因而所述直径在1微米以下的孔占据了剩余的孔体积)，所述多孔载体的比表面积、比孔容以及穿透孔孔体积占总孔体积的百分数以及扩散孔孔体积占总孔体积的百分数的测定方法为采用压汞法测得。所述多孔载体的密度可以为0.6-0.8g/cm³。

所述多孔载体的颗粒直径一般可以为3-5毫米。单位质量的多孔载体上负载的微生物量能够达到40-50mg/g。

按照本发明，所述曝气的条件的可选择范围较宽，所述曝气的条件只要保证废水中溶解氧的量为0.5-4毫克/升，优选为1.5-2.0毫克/升即可。一般情况下，通过控制气水比即可以达到上述溶解氧的量的要求，所述气水比可以为2-10∶1；优选为4-6∶1。其中，所述气水比指每小时通入的氧气的体积与每小时水量的比值。

本发明的方法可以对各种氨氮废水进行脱氮处理，特别适用于处理氨氮含量较高的废水，例如，所述废水中氨氮含量为800-1000mg/L，COD值为2000-5000mg/L。

下面将通过具体实施例对本发明进行进一步的详细描述。

下述实施例1-3中所述多孔载体是按照CN1872681A公开的方法制备得到，其穿透孔的孔直径为15-20微米，扩散孔的孔直径为1-3微米，扩散孔的孔深度为3-4微米；所述多孔载体的总比表面积1.2-1.8m²/g，比孔容0.2-0.3cc/g；所述多孔载体的颗粒直径为3-5毫米；穿透孔的体积占多孔载体的总的孔体积的10-20％；扩散孔的孔体积占多孔载体的总的孔体积的50-60％。其中，实施例1中，所述多孔载体的穿透孔的平均孔体积占多孔载体的总的孔体积的13.8％，扩散孔的平均孔体积占多孔载体的总的孔体积的50.3％；实施例2中，所述多孔载体的穿透孔的平均孔体积占多孔载体的总的孔体积的19.5％，扩散孔的平均孔体积占多孔载体的总的孔体积的59.3％；实施例3中，所述多孔载体的穿透孔的平均孔体积占多孔载体的总的孔体积的15％，扩散孔的平均孔体积占多孔载体的总的孔体积的56.7％。

采用压汞法测得上述多孔载体的比表面积、比孔容以及穿透孔孔体积占总孔体积的百分数以及扩散孔孔体积占总孔体积的百分数。

按照GB 11894-1989(碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法)测定水中的总氮含量。

采用可挥发灰分重量法测定载体上负载的微生物的量，即取一定量的填料经蒸馏水冲洗三次后，置于103-105℃的烘箱内烘至恒重，随后再将烘干后的填料置于600℃的马弗炉内灼烧约2小时，冷却后称重，测得减少的重量值即为生物膜中可挥发性部分，即视为活性生物膜。

实施例1

本实施例用于说明本发明提供的对含有氨氮的废水进行脱氮的方法。

(1)多孔材料的制备方法

在总体积为30L的反应器中，加入60％反应器体积的载体。向反应器进水区投加富含硝化菌菌种(高效微生物菌群B500，美国Biosystem公司产品，其中微生物含量为30×10⁸-50×10⁸个/克，富含硝化菌菌种的投加量为2.5千克左右)(硝化菌为化能自养型细菌，生长繁殖条件要求较高，投加硝化菌菌种有利于加速硝化菌生物膜的形成；反硝化菌包括大量存在于污水处理系统的异养型兼性细菌，土壤微生物中约有50％是这一类具有还原硝酸能力的细菌，不需特意投加菌种来促进反硝化菌生物膜的形成)，然后向反应器中通入废水(COD浓度在1200-1500mg/L，NH₃-N浓度在250-300mg/L)和自来水的混合液，并充满反应器，其中所述废水与自来水的体积比为1∶4，在闷曝条件下(即，反应器不进水也不出水，曝气量为25L/h)，靠载体对微生物的强吸附性使菌落负载在载体上。闷曝3天后，将泥水混合液排放并开始小流量进入污水，使得水力停留时间从12小时开始，此时进水流量为2.5L/h，随后每隔两日流量增大0.5L/h，直至达到运行设计流量(并满足出水氨氮浓度降低50-60％，COD值降低50-60％)，气水比在此阶段始终保持为10∶1。约7-10天完成挂膜。

挂膜完成后，得到的多孔材料中，每克多孔载体，负载的微生物量为40-50毫克。

(2)废水脱氮处理

处理炼厂污水处理后的出水，COD浓度在1200-1500mg/L，NH₃-N浓度在250-300mg/L。选用曝气生物滤池工艺在曝气生物滤池反应器中对其进行处理，即，将含有氨氮的废水通过多孔材料的床层，所述多孔材料层高度为3米，进水量为5升/小时；曝气生物滤池反应器的有效体积为30L，水力停留时间为6小时，气水比控制在4∶1(所述气水比使得溶解氧浓度为1.5-2.5mg/L)。出水COD为115.0-200.0mg/L；出水氨氮(NH₃-N)浓度为21.4-36.7mg/L，总氮脱除率达到85％以上。

实施例2

按照实施例1的方法对含有氨氮的废水进行脱氮处理，不同的是，在步骤(1)中，采用自然挂膜的方法制备多孔材料，即配制一定量的有机和无机营养物(营养物投加按C∶N∶P＝100∶5∶1，其中，N浓度按污水中氨氮浓度的20％计，C、P浓度按比例计算)投加至反应器中，以保证微生物生长的需要，然后闷曝，闷曝期间，反应器不进水也不出水，24小时后换水，然后重新投加上述营养物，这样3天后改成小流量进水(停留时间从12小时开始)，此时进水流量为2L/h，使微生物逐渐适应进水水质，待出水变清澈后，增加水力负荷(提高流速，加大进水量)，气水比在此阶段始终保持为10∶1。挂膜期间，每天对进出水进行监测，直至达到设计要求可认为挂膜成功(满足出水氨氮浓度降低50-60％，COD值降低50-60％即可)。

在步骤(2)中，处理的污水为较高氨氮浓度的生活污水(日排放量150m³/d)，采用的处理工艺是上向式曝气生物滤池，即，将含有氨氮的废水通过多孔材料的床层，所述多孔材料层高度为2.5米，进水量为3L/h。将生活污水经预沉淀后进水，水中氨氮(NH₃-N)浓度为40-50mg/L，COD为200-300mg/L时；控制气水比为4∶1(所述气水比使得溶解氧浓度为2-3mg/L)，反应装置有效体积为30升，水力停留时间为10小时。出水COD浓度为25.0-36.0mg/L，出水氨氮(NH₃-N)浓度降到5mg/L以下，总氮脱除率达到85％以上。

实施例3

按照实施例2的方法对含有氨氮的废水进行脱氮处理，不同的是，处理的污水为较高氨氮浓度的炼厂污水，COD浓度为2500-4000mg/L，氨氮(NH₃-N)浓度为600-800mg/L。选用内循环三相流化床工艺对其进行处理；反应器有效体积为50升，载体装填量为反应器体积的60％，进水量为5升/小时；控制水力停留时间为10小时，气水比控制在6∶1(所述气水比使得溶解氧浓度为1-1.5mg/L)。出水COD为400.0-600.0mg/L；出水氨氮(NH₃-N)浓度为60.0-100.0mg/L，总氮脱除率达到80％以上。

对比例1

本对比例用于说明现有技术的对含有氨氮的废水进行脱氮的方法。

主要针对中低氨氮浓度的炼厂废水，进水COD浓度为450-600mg/L，氨氮(NH₃-N)浓度为100.0-120.0mg/L。选用的多孔载体为火山岩填料，火山岩内外孔径分布集中在20-200μm，填料颗粒直径2-4mm，并按照实施例1的方法进行工程菌接种，得到的多孔材料中，每克多孔载体，负载的微生物量为10-15毫克。装置采用内循环式三相流化床，反应器有效体积为40升，载体装填量为反应器体积的60％，进水量为5升/小时。水力停留时间为8小时，调节气水比在4∶1(所述气水比使得溶解氧浓度为2.5-3.5mg/L)。经反应器后装置出水氨氮(NH₃-N)浓度为12.0-18.0mg/L，总氮脱除率仅为70％。

对比例2

主要针对中低氨氮浓度的炼厂废水，进水COD浓度为450-600mg/L，氨氮(NH₃-N)浓度为100.0-120.0mg/L。选用的多孔载体为陶粒填料，陶粒内外表面孔径分布集中在0.1-1μm，填料颗粒直径2-4mm，并按照实施例2的方法进行自然挂膜，得到的多孔材料中，每克多孔载体，负载的微生物量为5-10毫克。装置采用上向式曝气生物滤池，反应器有效体积为20升，载体装填量为反应器体积的60％，进水量为4升/小时；水力停留时间为5小时，气水比控制在4∶1(所述气水比使得溶解氧浓度为2.0-2.5mg/L)。经反应器后，而陶粒填料的上向式曝气生物滤池的出水氨氮(NH₃-N)浓度为10.0-14.0mg/L，总氮脱除率仅为72％。

对比例3

主要针对中低氨氮浓度的炼厂废水，进水COD浓度为450-600mg/L，氨氮(NH₃-N)浓度为100.0-120.0mg/L。选用的多孔载体为麦饭石填料，麦饭石内外表面孔径分布比较平均，并没有集中在某个范围，填料颗粒直径2-4mm，并按照实施例2的方法进行自然挂膜，得到的多孔材料中，每克多孔载体，负载的微生物量为4-7毫克。装置采用上向式曝气生物滤池，反应器有效体积为20升，载体装填量为反应器体积的60％，进水量为4升/小时；水力停留时间为5小时，气水比控制在4∶1(所述气水比使得溶解氧浓度为2.0-2.5mg/L)。经反应器后，而麦饭石填料的上向式曝气生物滤池的出水氨氮(NH₃-N)浓度为16.0-22.0mg/L，总氮脱除率仅为60％。

从上述结果可以看出，采用本发明提供的对含有氨氮的废水进行脱氮的方法能够实现将硝化和反硝化过程偶合在一个反应器中进行，从而能够真正实现对高氨氮含量的废水的总氮脱除率达到80％以上。

Claims

1.一种对含有氨氮的废水进行脱氮的方法，其特征在于，该方法包括在曝气条件下，将含有氨氮的废水与多孔材料接触，所述多孔材料包括多孔载体和负载在该多孔载体外表面的硝化细菌以及负载在该多孔载体孔道内的反硝化细菌，调节含有氨氮的废水与多孔材料接触的条件使得废水的总氮脱除率达到75%以上；所述多孔载体具有贯穿于该多孔载体的穿透孔和分布于该多孔载体内部的用于连接穿透孔的扩散孔，所述穿透孔的孔直径为15-20微米，所述扩散孔的孔直径为1-3微米，所述多孔载体的总的比表面积为1.2-1.8m²/g，穿透孔的体积占多孔载体的总的孔体积的10-20%；扩散孔的孔体积占多孔载体的总的孔体积的50-60%。

2.根据权利要求1所述的方法，其中，调节含有氨氮的废水与多孔材料接触的条件使得废水的总氮脱除率为80%以上。

3.根据权利要求1或2所述的方法，其中，调节含有氨氮的废水与多孔材料接触的方式包括将含有氨氮的废水通过多孔材料的床层，接触的条件包括控制水力停留时间为3-12小时。

4.根据权利要求3所述的方法，其中，调节含有氨氮的废水与多孔材料接触的条件包括控制水力停留时间为4-10小时。

5.根据权利要求1所述的方法，其中，所述多孔载体的颗粒直径为3-5毫米。

6.根据权利要求5所述的方法，其中，单位质量多孔载体上负载的微生物量为40-50毫克/克。

7.根据权利要求1所述方法，其中，所述曝气的条件使得废水中溶解氧的量为0.5-4毫克/升。

8.根据权利要求1所述的方法，其中，废水中的氨氮含量为800-1000毫克/升，COD为2000-5000毫克/升。