CN106315833A - 一种污水的生物脱氮方法 - Google Patents
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Abstract
本发明提供了一种污水的生物脱氮方法，该方法包括将待处理的污水在特定的反硝化污泥膨胀床反应器中进行反硝化处理，所述反硝化处理的条件使得所述反硝化处理后的污水中总氮含量不高于15mg/L，氨氮含量不高于5mg/L，硝态氮含量不高于10mg/L。采用本发明提供的方法对污水进行生物脱氮处理，能够有效脱除污水中的总氮和硝态氮，从而避免造成水体富营养化。
Description
技术领域
本发明涉及环保与水处理领域，具体地，涉及一种污水的生物脱氮方法。
背景技术
提高传统反硝化滤池生物脱氮效率是污水处理领域的热点问题。
现有反硝化滤池生物脱氮技术(如A/O工艺等)主要依靠悬浮游离生长的反硝化细菌还原污水中的硝态氮来降低污水的总氮浓度，其中，所述反硝化细菌通常是通过将活性污泥在反硝化处理条件下驯化得到。然而传统反硝化滤池中悬浮游离生长的反硝化细菌容易被出水带出而流失，使得反硝化滤池中反硝化细菌浓度低、不稳定，进而影响污水中硝态氮的脱除以及总氮含量的降低。为此，如何提高并稳定反硝化装置中反硝化细菌的浓度，以及如何保证反硝化细菌与污水的充分接触反应成为强化反硝化处理脱氮效率的关键点。
发明内容
本发明的目的是为了克服现有反硝化滤池脱氮时悬浮游离生长的反硝化细菌容易流失、浓度低、不稳定、以及污水与反硝化菌接触不充分等导致反硝化脱氮效果较差的缺陷，而提供一种污水的生物脱氮方法。
为了实现上述发明目的，本发明提供了一种污水的生物脱氮方法，该方法包括将待处理的污水在反硝化污泥膨胀床反应器中进行反硝化处理，所述反硝化处理的条件使得所述反硝化处理后的污水中总氮含量不高于15mg/L，氨氮含量不高于5mg/L，硝态氮含量不高于10mg/L；所述反硝化污泥膨胀床反应器包括污水入管21、污水出管22、位于所述反硝化污泥膨胀床反应器底部的液相分布器23、设置在所述液相分布器23上方的反硝化活性颗粒填充区24、位于所述反硝化活性颗粒填充区24上方的三相分离器25和气相排出管26，所述污水入管21与所述液相分布器23相连通，所述污水出管22与三相分离器25的液体出口相连通，所述气相排出管26与三相分离器25的气体出口相连通；反硝化活性颗粒填充区24中填充有反硝化活性颗粒，将待生物脱氮的污水从污水入管21引入并通过液相分布器23进行液相分布，形成的上升水流流经所述反硝化活性颗粒填充区24进行反硝化处理，经过反硝化处理的废水通过三相分离器25分离，液体通过污水出管22排出，气体通过气相排出管26排出。
采用本发明的方法对污水进行生物脱氮处理，能够将废水中的总氮和硝态氮的含量降至非常低的水平。
根据本发明的一种优选实施方式，当所述反硝化活性颗粒为包括载体和包埋在所述载体内的活性污泥的包埋固定化型反硝化活性颗粒时，能够将污水中的总氮含量降至更低的水平。推测其原因，可能是由于：1)所述包埋固定化细菌型反硝化活性颗粒将生长缓慢的反硝化细菌包埋在载体内，为反硝化细菌的生长提供了有利的聚集场所，形成附着床，区别于传统反硝化滤池的悬浮游离生长状态，不易流失，稳定了反硝化污泥浓度，提高脱氮系统内反硝化菌的浓度和停留时间，有利于反硝化脱氮。2)将反硝化活性颗粒置于本发明提供的反硝化污泥膨胀床反应器中进行反硝化处理，由于活性颗粒密度与水接近，被上升水流推动着，与污水充分接触，反硝化反应彻底，使得脱氮效果好。
本发明的其他特征和优点将在随后的具体实施方式部分予以详细说明。
附图说明
附图是用来提供对本发明的进一步理解，并且构成说明书的一部分，与下面的具体实施方式一起用于解释本发明，但并不构成对本发明的限制。在附图中：
图1为反硝化污泥膨胀床反应器的结构示意图。
图2为包埋固定化细菌型反硝化活性颗粒的结构示意图。
附图标记说明
21-污水入管；22-污水出管；23-液相分布器；24-反硝化活性颗粒填充区；25-三相分离器；26-气相排出管。
具体实施方式
以下对本发明的具体实施方式进行详细说明。应当理解的是，此处所描述的具体实施方式仅用于说明和解释本发明，并不用于限制本发明。
本发明提供的污水的生物脱氮方法包括将待处理的污水在反硝化污泥膨胀床反应器中进行反硝化处理，所述反硝化处理的条件使得所述反硝化处理后的污水中总氮含量不高于15mg/L，氨氮含量不高于5mg/L，硝态氮含量不高于10mg/L；如图1所示，所述反硝化污泥膨胀床反应器包括污水入管21、污水出管22、位于所述反硝化污泥膨胀床反应器底部的液相分布器23、设置在所述液相分布器23上方的反硝化活性颗粒填充区24、位于所述反硝化活性颗粒填充区24上方的三相分离器25和气相排出管26，所述污水入管21与所述液相分布器23相连通，所述污水出管22与三相分离器25的液体出口相连通，所述气相排出管26与三相分离器25的气体出口相连通；反硝化活性颗粒填充区24中填充有反硝化活性颗粒，将待生物脱氮的污水从污水入管21引入并通过液相分布器23进行液相分布，形成的上升水流流经所述反硝化活性颗粒填充区24进行反硝化处理，经过反硝化处理的废水通过三相分离器25分离，液体通过污水出管22排出，气体通过气相排出管26排出。其中，所述总氮含量为硝态氮、亚硝态氮、氨氮及有机氮含量之和。
上述反硝化污泥膨胀床反应器的结构与CN101549905A中公开的有机废水厌氧处理装置的结构大致相同，不同的是，所述产酸菌聚集区和产甲烷菌聚集区替换为反硝化活性颗粒填充区，即，填充的为反硝化活性颗粒。
所述反硝化处理也称脱氮作用，是指在缺氧的条件下，反硝化细菌利用各种有机碳源，将硝酸盐氮(NO3 -)和亚硝酸盐氮(NO2 -)还原为氮气或一氧化二氮(N2O)的过程。其中，所述有机碳源是指现有的各种易生物降解的有机化合物，例如，甲醇、乙醇、乙酸、葡萄糖等中的一种或多种。
根据本发明提供的生物脱氮方法，优选地，以所述反硝化污泥膨胀床反应器的有效容积为基准，所述反硝化活性颗粒在反硝化污泥膨胀床反应器中的体积填充率为10-50％，这样能够更充分地发挥所述反硝化活性颗粒的反硝化作用。
根据本发明提供的生物脱氮方法，所述反硝化活性颗粒特别优选为包括载体和包埋在所述载体内的活性污泥的包埋固定化型反硝化活性颗粒。其中，所述载体的存在为活性污泥中的反硝化细菌提供了有利的聚集场所，从而有效地避免了反硝化细菌随水流的流失，更有利于提高反硝化处理的效率。在所述包埋固定化细菌型反硝化活性颗粒中，优选地，以所述包埋固定化型反硝化活性颗粒的总重量为基准，所述活性污泥的含量为1-3重量％，这样不仅能够将污水中的总氮和硝态氮含量降至较低水平，而且还能够实现活性污泥的严密包埋。
根据本发明提供的生物脱氮方法，所述载体只要能够负载活性污泥，从而为反硝化细菌提供聚集场所即可，其材质可以为本领域的常规选择。然而，根据一种优选实施方式，所述载体含有聚合物和粉末活性碳，这样能够进一步降低反硝化处理出水中的总氮和硝态氮含量。推测其原因，可能是由于：所述粉末活性碳通常具有较大的比表面积，非常有利于反硝化细菌的富集和生长，而富集有大量反硝化细菌的粉末活性碳又能够被很好地固定在所述聚合物载体中，从而有效地避免其随污水的排出而流失。此外，优选地，以所述包埋固定化型反硝化活性颗粒的总重量为基准，所述粉末活性碳的含量为1-3重量％。
图2为所述包埋固定化型反硝化活性颗粒的一种具体结构示意图，其包括由聚合物和粉末活性碳形成的载体以及包埋在所述载体内的活性污泥。当将该包埋固定化型反硝化活性颗粒用于生物脱氮处理时，含有硝酸盐氮和亚硝酸盐氮(统称为NOx-N)的污水在反硝化处理条件下被还原为氮气。
本发明对所述粉末活性碳的种类也没有特别地限定，通常来说，比表面积较大的粉末活性碳更有利于反硝化细菌的富集和生长，但与此同时也缩小了所述粉末活性碳的可选择性范围，因此，从各个因素综合考虑，所述粉末活性碳的比表面积特别优选为800-1500平方米/克。在本发明中，所述比表面积均按照氮气吸附法进行测定。所述粉末活性碳的粒径优选为10-150μm。所述聚合物的种类可以为本领域的常规选择，只要在固化之后能够将粉末活性碳和活性污泥包埋在其中即可，例如，可以为水性聚氨酯、聚乙二醇、环氧树脂等中的一种或多种。此外，以所述包埋固定化型反硝化活性颗粒的总重量为基准，所述聚合物的含量可以为94-98重量％。
所述包埋固定化型反硝化活性颗粒可以为现有的各种形状，例如，球形、方形(长方体或正方体)等，优选地，所述包埋固定化型反硝化活性颗粒的颗粒直径为2-5mm，所述颗粒直径是指颗粒上的两个不同点之间的最大直线距离，这样不仅便于制备，而且还能够获得较高的污水脱氮处理效率。
本发明对所述包埋固定化型反硝化活性颗粒的制备方法没有特别地限定，可以采用现有的各种方法进行，例如，可以按照以下方法进行：将活性污泥浓缩液加水调配成微生物浓度为2000-30000mg/L的微生物菌体，然后加入粉末活性碳、聚合物前驱体以及引发剂和/或固化剂并混合均匀，接着将得到的混合物进行聚合反应，最后再将得到的聚合产物进行机械切割。所述聚合物前驱体、粉末活性碳以及活性污泥的用量只要能够保证将得到的包埋固定化型反硝化活性颗粒中的聚合物、粉末活性碳以及活性污泥的含量控制在上述需要的范围内即可。此外，所述聚合物前躯体的种类可以根据需要得到的包埋固定化型反硝化活性颗粒中的聚合物的种类进行选择，所述引发剂和固化剂的种类和引用可以根据聚合物前驱体的种类和用于进行选择，对此本领域技术人员均能知悉，在此不作赘述。
本发明对所述反硝化处理的条件没有特别地限定，只要能够使得经反硝化处理后的污水中的总氮含量不高于15mg/L，氨氮含量不高于5mg/L，硝态氮含量不高于10mg/L即可，例如，所述反硝化处理的条件通常包括温度可以为20-30℃，污水中溶解氧浓度小于0.5mg/L，pH值可以为6-8，水力停留时间可以为4-36小时，BOD值与总氮含量的比值可以为3-5:1。需要说明的是，由于异养型反硝化细菌脱氮时需要消耗一定的有机碳源，通常情况下，当待生物脱氮的污水中的BOD值与总氮含量的比值大于或等于3:1时，则表明所述污水中的碳源足以维持反硝化细菌的生长和反硝化作用，不需再额外补充碳源；当待生物脱氮的污水中的BOD值与总氮含量的比值小于3:1时，则认为所述碳源不能够维持反硝化细菌的生长和反硝化作用，需要额外补充碳源。补充碳源的量以所述污水中的BOD值与总氮含量的比值不小于3:1，优选为3-5:1为准。
本发明对所述污水的种类没有特别地限定，可以为工业污水、市政污水、景观水体、水产养殖水体等。此外，为了获得更好的脱氮效果，优选地，待处理的污水中总氮含量为100-400mg/L，氨氮含量不高于5mg/L，硝态氮含量为90-390mg/L。
下面将结合附图说明本发明提供的污水的生物脱氮方法。
以下实施例和对比例中：
反硝化处理在如图1所示的反硝化污泥膨胀床反应器中进行，其结构与CN101549905A中公开的有机废水厌氧处理装置的结构基本相同，不同的是，所述产酸菌聚集区和产甲烷菌聚集区替换为反硝化活性颗粒填充区，具体包括污水入管21、污水出管22、位于所述反硝化污泥膨胀床反应器底部的液相分布器23、设置在所述液相分布器23上方的反硝化活性颗粒填充区24、位于所述反硝化活性颗粒填充区24上方的三相分离器25和气相排出管26，所述污水入管21与所述液相分布器23相连通，所述污水出管22与三相分离器25的液体出口相连通，所述气相排出管26与三相分离器25的气体出口相连通；反硝化活性颗粒填充区24中填充有所述包埋固定化型反硝化活性颗粒。
以下将通过实施例对本发明进行详细描述。
以下实施例和对比例所处理的污水为煤气化废水，COD值采用HJ/T399-2007中规定的方法进行测定，BOD值采用HJ 505-2009中规定的方法进行测定，总氮含量采用HJ 636-2009中规定的方法进行测定，氨氮含量采用HJ 536-2009中规定的方法进行测定，硝态氮含量采用HJ/T 346-2007中规定的方法进行测定。
以下实施例和对比例中，包埋固定化型反硝化活性颗粒所包埋的活性污泥来自苏州新区污水处理厂，并且在进行反硝化处理之前，用待处理的污水对包埋固定化型反硝化活性颗粒在所述反硝化处理条件下进行驯化，驯化时间为15-20d，驯化完成时包埋固定化型反硝化活性颗粒对污水中硝态氮的去除率稳定在90％以上。
以下实施例和对比例中，所述包埋固定化型反硝化活性颗粒按照以下方法进行制备：将活性污泥浓缩液加水调配成微生物浓度为10000mg/L的微生物菌体，然后加入粉末活性碳、水性聚氨酯(上海思盛聚合物材料有限公司，PUD-2013)以及TDI三聚体固化剂并混合均匀，接着将得到的混合物进行聚合反应，最后再将得到的聚合产物进行机械切割。
实施例1
该实施例用于说明本发明提供的污水的生物脱氮方法。
该实施例中采用的包埋固定化型反硝化活性颗粒K1为边长为5mm的立方块的颗粒，其包括载体和负载在所述载体上的活性污泥，其中，所述载体为水性聚氨酯和粉末活性碳(比表面积为800平方米/克、粒径为100-150μm)的混合物，其中，以包埋固定化型反硝化活性颗粒K1的总重量为基准，活性污泥的含量为2重量％，粉末活性碳的含量为1重量％，水性聚氨酯的含量为97重量％。
所述反硝化处理在图1所示的反硝化污泥膨胀床反应器中进行，其中，所述反硝化污泥膨胀床反应器的具体结构与CN101549905A中公开的有机废水厌氧处理装置的结构基本相同，不同的是，产酸菌聚集区和产甲烷菌聚集区填充的均为包埋固定化型反硝化活性颗粒K1，且反硝化活性颗粒K1的体积填充料为50％。
将待脱氮的污水(COD值为237mg/L、BOD值为30mg/L、总氮含量为298mg/L，氨氮含量为2mg/L，硝态氮含量为292mg/L，BOD值与总氮含量的比值为0.13：1)连续送入反硝化污泥膨胀床反应器中进行反硝化处理，并往所述污水中补加甲醇，甲醇的用量使得污水中的BOD值与总氮含量的比值为3:1。反硝化处理条件包括温度为30℃，pH值为6，溶解氧浓度为0.4mg/L，水力停留时间为36小时。经检测，反硝化处理后的污水中COD值为205mg/L，总氮含量为5mg/L，氨氮含量为2mg/L，硝态氮含量为1mg/L。
实施例2
该实施例用于说明本发明提供的污水的生物脱氮方法。
该实施例中采用的包埋固定化型反硝化活性颗粒K2为边长为2mm的立方块的颗粒，其包括载体和负载在所述载体上的活性污泥，其中，所述载体为水性聚氨酯和粉末活性碳(比表面积为1500平方米/克、粒径为10-50μm)的混合物，其中，以包埋固定化型反硝化活性颗粒K2的总重量为基准，活性细菌的污泥为3重量％，粉末活性碳的含量为1重量％，水性聚氨酯的含量为96重量％。
所述反硝化处理在图1所示的反硝化污泥膨胀床反应器中进行，其中，所述反硝化污泥膨胀床反应器的具体结构与CN101549905A中公开的有机废水厌氧处理装置的结构基本相同，不同的是，产酸菌聚集区和产甲烷菌聚集区填充的均为包埋固定化型反硝化活性颗粒K2，且反硝化活性颗粒K2的体积填充率为10％。
将待脱氮的污水(COD值为380mg/L，BOD值为42mg/L，总氮含量为313mg/L，氨氮含量为4mg/L，硝态氮含量为295mg/L，BOD值与总氮含量的比值为0.11:1)连续送入反硝化污泥膨胀床反应器中进行反硝化处理，并往所述污水中补加甲醇，甲醇的用量使得污水中的BOD值与总氮含量的比值为4:1。反硝化处理条件包括温度为20℃，pH值为8，溶解氧浓度为0.35mg/L，水力停留时间为4小时。经检测，反硝化处理后的污水中COD值为397mg/L，总氮含量为15mg/L，氨氮含量为3mg/L，硝态氮含量为8mg/L。
实施例3
该实施例用于说明本发明提供的污水的生物脱氮方法。
该实施例中采用的包埋固定化型反硝化活性颗粒K3为边长为3mm的立方块的颗粒，其包括载体和负载在所述载体上的活性污泥，其中，所述载体为水性聚氨酯和粉末活性碳(比表面积为1000平方米/克、粒径为50-100μm)的混合物，其中，以包埋固定化型反硝化活性颗粒K3的总重量为基准，活性污泥的含量为2重量％，粉末活性碳的含量为2重量％，水性聚氨酯的含量为96重量％。
所述反硝化处理在图1所示的反硝化污泥膨胀床反应器中进行，其中，所述反硝化污泥膨胀床反应器的具体结构与CN101549905A中公开的有机废水厌氧处理装置的结构基本相同，不同的是，产酸菌聚集区和产甲烷菌聚集区填充的均为包埋固定化型反硝化活性颗粒K3，且反硝化活性颗粒K3的体积填充率为30％。
将待脱氮的污水(COD值为225mg/L、BOD值为33mg/L、总氮含量为285mg/L、氨氮含量为2mg/L、硝态氮含量为277mg/L，BOD值与总氮含量的比值为0.15:1)连续送入反硝化污泥膨胀床反应器中进行反硝化处理，并往所述污水中补加甲醇，甲醇的用量使得污水中的BOD值与总氮含量的比值为5:1。反硝化处理条件包括温度为25℃，pH值为7，溶解氧浓度为0.3mg/L，水力停留时间为8小时。经检测，反硝化处理后的污水中COD值为213mg/L，总氮含量为5mg/L，氨氮含量为2mg/L，硝态氮含量为2mg/L。
实施例4
该实施例用于说明本发明提供的污水的生物脱氮方法。
该实施例中采用的包埋固定化型反硝化活性颗粒K4为边长为3mm的立方块的颗粒，其包括载体和负载在所述载体上的活性污泥，其中，所述载体为水性聚氨酯和粉末活性碳(比表面积为1000平方米/克、粒径为50-100μm)的混合物，其中，以包埋固定化型反硝化活性颗粒K4的总重量为基准，活性污泥的含量为0.5重量％，粉末活性碳的含量为5重量％，水性聚氨酯的含量为94.5重量％。
按照实施例1的方法对污水进行脱氮处理，不同的是，所述包埋固定化型反硝化活性颗粒K1用相同体积的包埋固定化型反硝化活性颗粒K4替代。经检测，反硝化处理后的煤气化污水中COD值为212mg/L，总氮含量为9mg/L，氨氮含量为3mg/L，硝态氮含量为3mg/L。
实施例5
该实施例用于说明本发明提供的污水的生物脱氮方法。
按照实施例1的方法对污水进行脱氮处理，不同的是，在所述反硝化污泥膨胀床反应器中，包埋固定化型反硝化活性颗粒K3的体积填充率为60％。
经检测，反硝化处理后的污水中COD值为216mg/L，总氮含量为14mg/L，氨氮含量为2mg/L，硝态氮含量为9mg/L。
实施例6
该实施例用于说明本发明提供的污水的脱氮方法。
按照实施例1的方法对污水进行脱氮处理，不同的是，所述反硝化处理的pH值为5。
经检测，反硝化处理后的污水中COD值为219mg/L，总氮含量为15mg/L，氨氮含量为2mg/L，硝态氮含量为10mg/L。
实施例7
该实施例用于说明本发明提供的污水的生物脱氮方法。
按照实施例1的方法对污水进行脱氮处理，不同的是，所述反硝化处理中溶解氧的浓度为0.6mg/L。
经检测，反硝化处理后的污水中COD值为231mg/L，总氮含量为15mg/L，氨氮含量为2mg/L，硝态氮含量为10mg/L。
对比例1
该对比例用于说明污水的参比脱氮方法。
按照实施例7的方法对污水进行脱氮处理，不同的是，所述反硝化处理在带反硝化功能的序批式活性污泥反应器(购自上海康振环境科技有限公司，与CN103508623A中公开的反硝化处理装置的结构相同)中进行。
经检测，反硝化处理后的污水中COD值为232mg/L，总氮含量为32mg/L，氨氮含量为2mg/L，硝态氮含量为26mg/L。
对比例2
该对比例用于说明污水的参比脱氮方法。
按照对比例1的方法对污水进行脱氮处理，不同的是，所述包埋固定化型反硝化活性颗粒K1用相同体积的反硝化污泥浓缩液(源自苏州镇湖污水处理厂SBR反应池的污泥)替代。
经检测，反硝化处理后的污水中COD值为248mg/L，总氮含量为55mg/L，氨氮含量为2mg/L，硝态氮含量为45mg/L。
从实施例1与对比例1-2的对比可以看出，采用本发明提供的方法对污水进行脱氮处理，能够有效地脱除污水中的总氮和硝态氮，从而避免造成水体富营养化。从实施例1与实施例5-7的对比可以看出，在本发明优选的反硝化处理条件下对污水进行生物脱氮处理效果更好。
以上详细描述了本发明的优选实施方式，但是，本发明并不限于上述实施方式中的具体细节，在本发明的技术构思范围内，可以对本发明的技术方案进行多种简单变型，这些简单变型均属于本发明的保护范围。
另外需要说明的是，在上述具体实施方式中所描述的各个具体技术特征，在不矛盾的情况下，可以通过任何合适的方式进行组合。为了避免不必要的重复，本发明对各种可能的组合方式不再另行说明。
此外，本发明的各种不同的实施方式之间也可以进行任意组合，只要其不违背本发明的思想，其同样应当视为本发明所公开的内容。
Claims (5)
1.一种污水的生物脱氮方法，该方法包括将待处理的污水在反硝化污泥膨胀床反应器中进行反硝化处理，所述反硝化处理的条件使得所述反硝化处理后的污水中总氮含量不高于15mg/L，氨氮含量不高于5mg/L，硝态氮含量不高于10mg/L；所述反硝化污泥膨胀床反应器包括污水入管(21)、污水出管(22)、位于所述反硝化污泥膨胀床反应器底部的液相分布器(23)、设置在所述液相分布器(23)上方的反硝化活性颗粒填充区(24)、位于所述反硝化活性颗粒填充区(24)上方的三相分离器(25)和气相排出管(26)，所述污水入管(21)与所述液相分布器(23)相连通，所述污水出管(22)与三相分离器(25)的液体出口相连通，所述气相排出管(26)与三相分离器(25)的气体出口相连通；反硝化活性颗粒填充区(24)中填充有反硝化活性颗粒，将待生物脱氮的污水从污水入管(21)引入并通过液相分布器(23)进行液相分布，形成的上升水流流经所述反硝化活性颗粒填充区(24)进行反硝化处理，经过反硝化处理的废水通过三相分离器(25)分离，液体通过污水出管(22)排出，气体通过气相排出管(26)排出。
2.根据权利要求1所述的生物脱氮方法，其中，所述反硝化活性颗粒为包括载体和包埋在所述载体内的活性污泥的包埋固定化型反硝化活性颗粒。
3.根据权利要求2所述的生物脱氮方法，其中，所述载体包括聚合物和粉末活性碳。
4.根据权利要求1-3中任意一项所述的生物脱氮方法，其中，以所述反硝化污泥膨胀床反应器的有效容积为基准，所述反硝化活性颗粒在所述反硝化污泥膨胀床反应器中的体积填充率为10％-50％。
5.根据权利要求1-3中任意一项所述的生物脱氮方法，其中，所述反硝化处理的条件包括温度为20-30℃，污水中溶解氧浓度小于0.5mg/L，pH值为6-8，水力停留时间为4-36小时，BOD值与总氮含量的比值为3-5:1。
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| CN110127855A (zh) * | 2019-05-10 | 2019-08-16 | 河南省图天新能源科技有限公司 | 一种新型沼液深度处理的强化生物脱氨工艺 |
| CN110818075A (zh) * | 2019-10-17 | 2020-02-21 | 河北科技大学 | 石墨在硝态氮污水处理中的应用及使用方法 |
Citations (1)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| CN102874922A (zh) * | 2011-07-13 | 2013-01-16 | 苏州康瑞环境科技有限公司 | 一种悬浮型生物活性炭颗粒载体及其的制备方法 |
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2015
- 2015-06-16 CN CN201510333622.0A patent/CN106315833A/zh active Pending
Patent Citations (1)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| CN102874922A (zh) * | 2011-07-13 | 2013-01-16 | 苏州康瑞环境科技有限公司 | 一种悬浮型生物活性炭颗粒载体及其的制备方法 |
Non-Patent Citations (4)
| Title |
|---|
| 曾晓东: "《第八届环境与发展论坛论文集》", 31 May 2013, 中国环境科学出版社 * |
| 杨春平 等: "《废水处理原理》", 31 December 2012, 湖南大学出版社 * |
| 欧阳丽华等: "包埋固定化微生物的硫自养反硝化实验研究", 《环境科学》 * |
| 耿春女 等: "《环境生物学》", 31 May 2015, 中国建材工业出版社 * |
Cited By (3)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| CN110127855A (zh) * | 2019-05-10 | 2019-08-16 | 河南省图天新能源科技有限公司 | 一种新型沼液深度处理的强化生物脱氨工艺 |
| CN110818075A (zh) * | 2019-10-17 | 2020-02-21 | 河北科技大学 | 石墨在硝态氮污水处理中的应用及使用方法 |
| CN110818075B (zh) * | 2019-10-17 | 2022-06-28 | 河北科技大学 | 石墨在硝态氮污水处理中的应用及使用方法 |
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