CN107473519A - 一种超高浓度氨氮废水的生化处理方法 - Google Patents

一种超高浓度氨氮废水的生化处理方法 Download PDF

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Abstract

一种超高浓度氨氮废水(氨氮浓度大于1000mg/L)的生化处理方法,属于废水生物脱氮处理技术领域。通常，生物法脱氮用于处理中低浓度氨氮废水(氨氮小于1000mg/L)，当处理高浓度氨氮废水(氨氮浓度大于1000mg/L)时，微生物活性易受到高游离氨(FA)和高游离亚硝酸(FNA)的抑制而无法顺利进行。本发明在室温下通过调控pH值、碱度投加量等来控制反应系统中游离氨和游离亚硝酸的浓度，实现了反应系统对超高浓度氨氮废水的生化处理。且相比于物理和化学法的处理工艺，本发明操作简单，运行效果稳定，节能环保，对环境不产生二次污染。

Description

一种超高浓度氨氮废水的生化处理方法
技术领域
本发明属于污水生物处理技术领域，具体涉及一种超高浓度氨氮废水的生化处理方法。
背景技术
20世纪60年代起，在全球范围出现了十分突出的水质富营养化问题。自20世纪80年代以来水体的氮磷污染日益严重，特别是来源于焦化、化肥、石油化工、化学冶金、食品、养殖等行业以及垃圾渗滤液废水的氨氮浓度极高，且排放量大，目前，氮的脱除方法主要有物理化学法和生物法两大类。
常用的物理化学方法主要有折点氯化法、离子交换法、氨吹脱(空气吹脱与蒸汽汽提)法、和化学沉淀法等。其中，折点氯化法是将氯气或次氯酸钠通入废水，将废水中的氨氮氧化成氮气。该种方法处理成本高，约16～20元/m3，且余氯易造成水体二次污染；离子交换法是通过投加对NH4 +有强选择吸附能力(或离子交换能力)的材料来降低水体中氨氮，此时水中的氨氮仅发生转移，对于处理高浓度氨氮废水吸附材料需频繁再生，其处理成本高、运行操作复杂；氨吹脱法是利用NH3与NH4 +间的动态平衡，通过调整pH使氨氮主要以游离氨形态存在，然后再进行曝气吹脱使游离氨从水中逸出。一般经吹脱后的出水氨氮仍偏高，且需加热，能耗大。化学沉淀法是通过在废水中投加化学沉淀剂(如：镁的化合物、磷酸或磷酸氢盐等)，生成磷酸铵镁沉淀来去除氨氮。该方法药剂投量大，去除效果易受到磷酸铵镁沉淀溶度积的限制，且去除1g NH4 +-N可产生8.35gNaCl，带来的高盐度会影响后续生物处理的微生物活性。
专利CN106277480A采用微电解联合折点氯化法处理高浓度氨氮废水，该方法处理成本高且容易造成二次污染。
专利CN104445816A通过人造沸石吸附养猪沼液中的高氨氮，该方法也同样存在处理成本高和容易造成二次污染等问题。
专利CN104944497A通过有机复合脱氮剂改性镁铝铁水滑石纳米磁性吸附材料吸附煤化工废水中的高氨氮，所用的材料制备过程复杂，不易操作。
专利CN105645655A向高浓度氨氮废水中投加碱性物质并将废水升温蒸脱氨氮，能耗过高。
专利CN105461173A采用超声吹脱法处理高浓度氨氮废水。超声吹脱法的水温温度为65±6℃，废水需加热，增加了能耗和运行成本。
专利CN106186501A采用三效蒸发单元，精馏蒸氨单元和薄膜刮板蒸发单元结合的蒸发装置处理高氨氮废水，能耗高，工艺复杂，且操作难度大
专利CN105858995A采用磷酸铵镁化学沉淀法处理高浓度氨氮废水。加药量大，增设了微波反应器，工艺成本较高。
专利CN106315937A采用电氧化降解的方法处理高氨氮化工废水，存在能耗高的问题。
生物法具有处理效果好，经济且无二次污染和操作管理方便等优点，对氨氮的去除形式多种多样，包括短程硝化，同步硝化反硝化，厌氧氨氧化等。其中，短程硝化反硝化工艺具有节约25％的供氧量、节约40％的反硝化碳源和污泥产量低等优点。但生物法处理高氨氮废水时，处理前期高氨氮产生大量的游离氨(FA)和处理后期由于亚硝氮积累产生大量的游离亚硝酸(FNA)会对微生物的活性产生抑制作用，因此生物法通常用于处理中低浓度氨氮废水(氨氮小于1000mg/L)。
短程硝化反硝化工艺的曝气阶段只进行氨氧化反应，如式(1)所示。一方面，氨氧化反应过程会消耗碱度(HCO3 -)，水体中碱度不足时反应难以顺利进行；另一方面，碱度也作为氨氧化菌(AOB)的生长碳源所必需。因为一般实际高浓度氨氮废水中所含碱度远不足反应所需，所以处理时需要外加碱度。
NH4 ++2HCO3+1.5O2→NO2+3H2O+2CO2 (1)
FA的浓度与水体中氨氮浓度、pH和温度有直接关系，如式(2)所示，
FNA的浓度与水体中亚硝氮浓度、pH和温度有直接关系，如式(3)所示，二者均受pH影响较大。通常，FA对AOB的抑制浓度为10～150mg/L，FNA对AOB的抑制浓度为0.2～0.4mg/L。
通过调节pH和控制分批投加碱度可以在反应前期(氨氮浓度高时)避免FA过高而抑制，而在反应后期(亚硝氮浓度高时)避免FNA过高而抑制，从而保证系统的稳定运行。同时，相较于一次性投加，分批投加碱度能减少曝气吹脱所造成的浪费。
专利CN105347618A中生物脱氮系统处理的废水氨氮浓度小于1000mg/L，且需外加铁和铁离子，增加了成本。
专利CN105254134A中生物脱氮组合装置处理的废水氨氮浓度小于800mg/L，且装置复杂，占地面积大。
专利CN105692900A中间歇式生物反应装置处理的废水氨氮浓度小于1000mg/L。
专利CN105692900A通过向养猪沼液中加入微藻来脱除氨氮，处理浓度小于600mg/L，需要外加次氯酸钠和调pH的预处理过程且最终去除率只有90％。
专利CN106554076A通过向系统中投加脱氮微生物菌剂脱除氨氮，处理浓度小于400mg/L，投加菌剂增加了处理成本。
发明内容
本发明的目的在于提供一种超高浓度氨氮废水的生化方法。
开始曝气后，在初始有机物降解阶段，废水中的高浓度氨氮基本未发生转化，曝气吹脱异养菌降解有机物产生的CO2会使pH升高，此时应加HCl调控pH在较低的水平(7.0～7.5)，防止FA过高抑制AOB。在氨氧化反应阶段中后期，系统积累了高浓度的亚硝氮，此时应加大碱度投加量调控pH在较高的水平(7.8～8.3)，防止FNA过高抑制AOB。包括以下步骤：
(1)将普通短程硝化污泥接种于序批式反应器(SBR)中，接种体积为反应器40～50％，接种后污泥浓度为3000～5000mg/L.
(2)SBR进水NH4 +-N浓度为1000～3000mg/L，并进行曝气，在初始一段时间内控制pH维持在7.0～7.5。
(3)在系统pH下降趋势首次停止(dpH/dt≈0)，且溶解氧不断上升(dDO/dt＞0)时，投加碱度使pH升至7.6～7.8(相当于硝化反应理论化学计量所需碱度量的五分之一到六分之一)。
(4)在系统pH下降趋势第二次和第三次停止，且溶解氧不断上升时，投加碱度使pH升至7.8～8.0(相当于硝化反应理论化学计量所需碱度量的三分之一到四分之一)。
(5)在系统pH下降趋势第四次和第五次停止，且溶解氧不断上升时，投加碱度使pH升至8.0～8.2(相当于投加剩余的硝化反应理论化学计量所需所需碱度)。
(6)当pH出现上升趋势且溶解氧水平较高(3.0～5.0mg/L)时，关闭曝气，投加碳源进行反硝化。
所述的SBR配有温控、曝气和搅拌设施，配有pH和DO传感器，可在线监测pH值和DO浓度。
所述的初始一段时间为有机物降解阶段，此时pH呈上升趋势，溶解氧水平较低(0.3～0.8mg/L)。
所述的pH下降趋势首次停止为有机物降解阶段结束且废水初始所含碱度已消耗完全。
所述的pH下降趋势停止且溶解氧升高判定为上次投加的碱度已消耗完全。
所述的pH出现上升趋势且溶解氧水平较高判定为硝化反应阶段结束。
本发明所具有的优点：
通过调控pH和碱度投加量控制氨氧化反应过程的FA和FNA不高于其抑制阈值，从而使反应顺利进行。操作简便，脱氮效果稳定；节能环保，对环境不产生二次污染。
附图说明
图1是处理超高浓度氨氮废水反应装置的示意图：进水箱(1)；进水泵(2)；加药箱(3)；加药泵(4)；曝气盘(5)；反应器主体(6)；出水泵(7)；曝气泵(8)
具体实施方式
SBR内径150mm、高320mm，有效体积5L。接种3.5L短程硝化污泥到反应器中，污泥浓度4500mg/L。反应器进水水质为：垃圾焚烧渗沥液(COD40000～60000mg/L)经厌氧产甲烷处理后的出水COD浓度1000～3000mg/L，氨氮浓度1400～1800mg/L。控制曝气量为20～24L/h，测得此时溶解氧浓度为0.3～0.6mg/L，pH呈上升趋势，加HCl调控pH为7.0～7.5。6h后pH为7.4～7.5且呈下降趋势，溶解氧浓度为0.6～1.0mg/L；10h时pH为6.8～7.0首次停止下降且溶解氧浓度较高为1.8～3.2mg/L，投加碳酸钠溶液使pH升至7.6～7.8，溶解氧浓度降为0.6～1.0mg/L，pH恢复下降趋势。同上，20h时pH为7.0～7.2，第二次停止下降且溶解氧浓度较高为2.0～3.5mg/L，投加碳酸钠溶液使pH升至7.9～8.1，溶解氧浓度降为0.8～1.2mg/L；36h时pH为7.4～7.6第三次停止下降且溶解氧浓度较高为2.0～3.5mg/L，投加碳酸钠溶液使pH升至8.0～8.2，溶解氧浓度降为0.8～1.0mg/L；55h时pH为7.8呈上升趋势且溶解氧浓度较高为3.5～4.5mg/L，判定氨氧化反应结束，测得水体中剩余氨氮浓度约为0mg/L；此时关闭曝气，投加35g乙酸钠进行反硝化。整个运行过程系统始终保持稳定。

Claims (6)

1.一种超高浓度氨氮废水的生化处理方法，其特征在于包括如下步骤：
(1)将普通短程硝化污泥接种于序批式反应器(SBR)中，接种体积为反应器40～50％，接种后污泥浓度为3000～5000mg/L.
(2)SBR进水NH4+-N浓度为1000～3000mg/L，并进行曝气，在初始一段时间内控制pH维持在7.0～7.5。
(3)在系统pH下降趋势首次停止(dpH/dt≈0)，且溶解氧不断上升(dDO/dt＞0)时，投加碱度使pH升至7.6～7.8(相当于硝化反应理论化学计量所需碱度量的五分之一到六分之一)。
(4)在系统pH下降趋势第二次和第三次停止，且溶解氧不断上升时，投加碱度使pH升至7.8～8.0(相当于硝化反应理论化学计量所需碱度量的三分之一到四分之一)。
(5)在系统pH下降趋势第四次和第五次停止，且溶解氧不断上升时，投加碱度使pH升至8.0～8.2(相当于投加剩余的硝化反应理论化学计量所需所需碱度)。
(6)当pH出现上升趋势且溶解氧水平较高(3.0～5.0mg/L)时，关闭曝气，投加碳源进行反硝化。
2.根据权利要求1所述的一种超高浓度氨氮废水的生化处理方法，其特征是：所述的步骤(1)中的SBR配有温控、曝气和搅拌设施，配有pH和DO传感器，可在线监测pH值和DO浓度。
3.根据权利要求1所述的一种超高浓度氨氮废水的生化处理方法，其特征是：所述的步骤(2)中初始一段时间为有机物降解阶段，此时pH呈上升趋势，溶解氧水平较低(0.3～0.8mg/L)。
4.根据权利要求1所述的一种超高浓度氨氮废水的生化处理方法，其特征是：所述的步骤(3)中的pH下降趋势首次停止为有机物降解阶段结束且废水初始所含碱度已消耗完全。
5.根据权利要求1所述的一种超高浓度氨氮废水的生化处理方法，其特征是：所述的步骤(3)，(4)和(5)中的pH下降趋势停止且溶解氧升高判定为上次投加的碱度已消耗完全。
6.根据权利要求1所述的一种超高浓度氨氮废水的生化处理方法，其特征是：所述的步骤(6)中的pH出现上升趋势且溶解氧水平较高判定为硝化反应阶段结束。
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