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处理污水氨氮的方法范文1
【关键词】炼化装置 酸性水 脱硫除氨技术
炼油装置酸性水通常是指炼油企业常减压、催化裂化、焦化、加氢裂化等生产装置中塔顶油水分离器、液态烃储罐脱水、富气水洗、液态烃水洗以及叠合汽油水洗等部分的排水，通常这部分污水排水量较小，约占全厂污水10%-20%，但污水中硫化物和氨氮浓度较高，约占全厂污水中硫化物、氨氮总量的90%以上，其中所含有的酚、氢化合物和油类等污染物，具有强烈的恶臭，即污染了环境，同时又影响其后的污水处理装置，给污水的水化处理造成极大的困难，是炼油厂污水处理的重点问题之一。现将此部分酸性水污染物、浓度及酸性水处理方法介绍如下。
一、收集不同装置酸性水污染物成分及浓度数据
对酸性水处理的前提是必须清楚不同装置产生的酸性水污染物的成分及其浓度。不同的原油种类和不同的加工装置产生的酸性水污染物不同，一般原油中含硫含氮量较高则其酸性水中的硫化物和氨氮浓度往往较高。
二、装置酸性水处理技术
装置酸性水处理根据其硫化物和氨氮含量的高低通常采用空气氧化法、吹脱法、汽提法、化学沉淀法和高效微生物法等多种技术方法。
（一）利用空气氧化法处理低含硫酸性水
空气氧化法是指利用空气所含的氧气氧化废水中有机物和还原性物质的处理方法，是一种比较常规的处理含硫废水的方法。空气氧化法的硫化物去除率通常可达80%-95%，氨氮去除率为10%-40%。其中硫化物中约90%被氧化成硫代硫酸盐，10%被氧化成硫酸盐，氨氮的去除在很大程度上是由于吹脱作用。空气氧化法的主要优点是设备少、流程简单、投资和操作费用低。而缺点是尾气含有恶臭气味，氧化使硫以盐的形式沉淀于废水中，但是随着酸性水硫化物浓度的不断提高和环保监管的日益严格，空气氧化法应用也越来越少，只有在酸性水量小，硫化物浓度低（通常硫化物在2000mg/L以下）可通过空气氧化法处理酸性水。
（二）使用出脱法处理高浓度氨氮酸性水
采用吹脱法脱出水中的氨氮，主要适用于处理高浓度氨氮的酸性水。通过将气体通入水中，确保气液充分相互接触，而水中溶解的游离氨穿过气-液界面，向气相转移，以便达到脱除氨氮的目的。而水中的氨氮则以铵离子（NH4+）和游离氨（NH3）存在。吹脱法具有流程简单、处理效果稳定、运行费和基建费较低、实用性较强等优点。如采用与生物法、氯化法等相结合的工艺能很好解决吹脱处理后废水氨氮浓度高的问题，然而，吹脱后的氨气随空气进入大气，容易造成二次污染，无法达到排放要求。如何确保吹脱出的氨气无害化，避免二次污染，达到环境与经济效益相统一，必将成为今后吹脱法处理高浓度废水的研究方向。
（三）采用蒸汽汽提法处理酸性水
酸性水为硫化氢、氨和二氧化碳和水的四元体系，硫化氢、氨和二氧化碳以NH4HS、（NH4）2S、NH4HCO3、（NH4）2CO3等铵盐形式在水中存在，这些弱酸弱碱盐水解后分别产生游离的硫化氢、氨和二氧化碳分子，这些分子又重新建立起液相平衡，该体系是化学平衡、电离平衡和相平衡共同存在的复杂体系，硫化氢铵水解反应的平衡常数随温度升高而增加，而以溶液形式存在的硫化氢、二氧化碳和氨水解成分子状态的硫化氢、二氧化碳和氨后，由液相转为气相。通入的蒸汽有加热和降低气相中硫化氢、二氧化碳和氨的分压双重作用，更快的促使它们从液相进入气相，从而达到净化水质的目的。蒸汽汽提法除了能回收硫化氢和氨气外，还可脱出废水中的部分酚。气提出的硫化氢可制取硫化钠、硫磺和硫酸，同时可回收副产品氨水。
（四）采用化学沉淀法处理酸性水
化学沉淀法是采用化学药品与污水中硫化物和氨氮反应，产生沉淀物，从而达到去除污水硫化物或氨氮的目的。这种方法可以实现氨氮的回收利用，沉淀反应不受温度等因素限制，设计操作较简单，能够有效处理氨氮浓度400mg/L以上的中高浓度污水，脱氮效率较高，基本解决了氮的回收和氨氮二次污染的问题，但是这种方法处理成本偏高，主要费用为药剂，寻找高效价廉的沉淀药剂，将是日后化学沉淀法的研究和发展方向。
（五）采用高效微生物技术处理酸性水
高效微生物是通过生物工程手段，针对不同污染物培育出的专门降解微生物，再制备成干粉状，在污水生化工艺启动后直接投加使用。它是由多种微生物菌群、复合酶制剂、微生物营养素、生物活性诱导剂等成分配置而成，主要特点为专一性强，可按不同的进水水质选择专门的微生物，尤其是对传统方法无法处理或者处理效果很差的高氨氮浓度污水和高浓度有机污水有独特的处理效果，微生物活性较高，抗冲击能力较强，处理效率迅速，效果稳定，繁殖能力强，速度较快，培育时间短，能够快速启动和恢复系统运行。
三、结束语
随着我国进口原油比例和炼油深度的不断增加，酸性水污染物也随之不断变化和成倍增长，单纯采用一种酸性水处理技术在某些企业已无法满足环保和后续污水处理场的要求，在今后实际应用中必须综合考虑酸性水的物理化学性质和操作影响因素，按照具体情况，采取切实可行的组合工艺方案，通过几种方法联合分级使用，避免每种方法的局限性和二次污染问题的出现，发挥各种处理技术的优势，以便满足企业和环保需求。
参考文献：
处理污水氨氮的方法范文2
关键词：氨氮 减排 “十二五”
氨氮是控制水体含氮有机物污染和保护水生态系统的一个关键水质指标。氨氮成为“十二五”减排新的约束性指标，是改善水环境质量的必要举措，同时也是污染减排工作的难点。
近年来，我国的水质污染状况悄然发生变化。氨氮成为长江的首要污染物，同时也是黄河、珠江、松花江、海河和辽河的主要污染物，对氨氮的控制成为改善水体水质的关键。
一、氨氮的危害和来源
与COD一样，氨氮也是水体中的主要耗氧污染物，氨氮氧化分解消耗水中的溶解氧，使水体发黑发臭。氨氮中的非离子氨是引起水生生物毒害的主要因子，对水生生物有较大的毒害，其毒性比铵盐大几十倍。在氧气充足的情况下，氨氮可被微生物氧化为亚硝酸盐氮，进而分解为硝酸盐氮，亚硝酸盐氮与蛋白质结合生成亚硝胺，具有致癌和致畸作用。同时氨氮可增加水体富营养化发生的几率。
水中氨氮主要来源于生活污水中含氮有机物受微生物作用的分解产物、某些工业废水以及农业源。我国氨氮排放量远远超出受纳水体的环境容量、污染负荷压力大是造成目前地表水体氨氮超标的最主要原因。“十二五”期间，我国经济仍处于工业化和城市化快速发展阶段，污染物排放增量压力巨大，氨氮排放量大与环境容量相对不足的矛盾仍难以得到根本缓解。
二、“十二五”期间有效减少氨氮排放的方式和途径
1.完善氨氮的排放标准，促进氨氮污染防治水平提升
我国目前有26个现行水污染物排放标准对氨氮的排放规定了控制标准值，目前现行国家和地方有关氨氮的排放标准中，年代较早的标准，其氨氮控制要求已不能满足当前环境管理工作要求；而最近几年的地方标准基本可以满足环境管理工作要求。应根据现有工业企业氨氮达标排放标准低的状况，完善国家环境质量标准体系，加大行业型污染物排放标准工作制订力度，缩小综合型污染物排放标准适用范围，对实施时间较长的排放标准进行全面复审和修订，提高氨氮排放控制要求，提高工业氨氮治理水平。
考虑到工业企业废水处理设施实际进水氨氮浓度很高，很多企业面临氨氮达标困难，应基于技术经济可行性提出“提标升级”要求，既要体现对水体水质的要求，又要考虑各行业实际的经济承受能力和处理水平。通过“提标升级”，促进企业升级改造，工业氨氮排放水平有望进一步降低。
2.推进城镇污水处理设施建设和升级改造，大幅度强化氨氮削减作用
由于进水量变化大、工业废水影响、进水固体悬浮物浓度高等因素，我国污水处理工艺氨氮去除效果不理想。绝大部分污水处理厂缺乏控制氨氮的有效手段，硝化效果基本依赖于季节的自然更替，部分污水处理厂提高硝化措施仅是简单地减少排泥或增加曝气量，远未达到优化运行效果。一些老污水处理厂在建设之初未考虑硝化功能，只有简单的COD去除功能，出水氨氮较高。这些污水处理厂的曝气池容积较小，达不到硝化所需的泥龄要求；沉淀池容积偏小，无法适应硝化所需的高污泥浓度；曝气设备能力较低，达不到硝化所需的供氧量。
通过污水处理厂COD减排协同效应并升级改造强化生活源氨氮去除效率，可有效地减少氨氮排放。一方面深挖潜力，注重提升现有设施负荷率和运营水平。根据流域水质的情况，有条件改造的，继续分期分批在城市污水处理厂中增加脱氮除磷功能；排入封闭式水域及对近岸海域水质有直接影响的地区污水处理厂，应选有强化除磷脱氮功能的处理工艺，鼓励新建污水处理厂将去除水中总氮作为控制污染指标之一；负荷率低的，完善污水收集管网，通过管网改造提升等措施提升负荷率。另一方面全面启动县县污水处理厂建设工作，推进农村分散式污水处理设施建设，鼓励有条件的地区因地制宜建设农村分散式污水处理设施。
3.以重点行业为抓手，加大工业结构调整力度，加强工业污染治理
氨氮污染排放的污染结构性问题突出，化工、有色、石化、农副食品、纺织等8个行业氨氮排放量占工业排放总量的85.9%。化工行业是氨氮的主要排放行业，占工业企业氨氮总排放量的40%以上，其次为造纸、食品加工、纺织、黑色冶金、石化等行业，具有高氨氮废水排放的工业行业主要有炼油、化肥、无机化工、农药、铁合金、玻璃制造、食品和饲料生产等。此外，养殖场排出的废水和垃圾填埋场产生的垃圾渗滤液等废水中氨氮含量也很高。重点抓住化工、有色、石化、农副食品、纺织等重点行业，可以有效控制工业氨氮排放总量。
按照先控制新增量后削减存量的顺序，首先，在项目审批阶段严格环境准入标准，合理控制行业发展速度和经济规模，在源头污染物增量环节多做“减法”，控制氨氮污染物新增量；其次，严格执行国家产业政策，加大工业结构调整力度，对重点行业、重点流域依法实行强制清洁生产审核，对达不到清洁生产水平的应予以关闭和淘汰；第三，抓好企业末端治理，加强污染治理设施的运行监管，确保工业企业实现全面稳定达标排放。
4.多管齐下，综合试点，大力防治农业源污染
要从根本上缓解氨氮污染问题，必须把主要农业源氨氮污染物逐步纳入控制。农业源将是“十二五”水污染防治需要攻坚克难的重点领域。
现阶段农业源治理应以规模化畜禽养殖等为重点，落实各项管理制度和政策措施，开展规模化畜禽养殖小区、畜禽散养密集区污染防治。规模化畜禽养殖企业参照点源进行管理，严格要求，以氨氮稳定达标排放为目标。对散养式畜禽养殖场，以综合利用为主要措施，推广畜禽粪便生物处理技术，发展生态农业。对于农业面源防治，主要采用管理措施从源头防治，条件允许的情况下辅以工程措施，积极开展试点。通过推广测土施肥的方法，扩大有机农产品种植面积，减少农业生产化肥施用量。促进控释肥料研发、生产、运输和销售，改善化肥产品结构，提高氮素利用率。研究建立完善的规模化畜禽养殖场—有机肥—农户—农田运营模式和渠道，实现面源点源协同削减的同时，促进农业可持续发展。
参考文献
[1]赵诗卉，《浅谈水污染节能减排治理问题》，《河北环境科学》2011年增刊总第85期.
处理污水氨氮的方法范文3
关键词：污水处理；氨氮；悬浮物；色度
收稿日期：2011-08-29
作者简介：张小华（1976―）,女,黑龙江人,硕士,讲师,主要从事环境微生物的研究。
中图分类号：X172 文献标识码：A 文章编号：1674-9944（2011）09-0107-03
1 引言
城市河道和小区等景观水体是城市人居环境中重要的组成部分,由于生活污水、雨水及垃圾等原因,导致水体富营养化,造成水体缺氧而呈黑臭状态［1,2］。目前用于河水净化的主要方法是超滤和渗析,但去除有机污染物的能力较差［3］,为此决定探索其它改善河水水质方法。
通过实验筛选了各种细菌,对污染河水进行处理,再采用重铬酸钾法、纳试试剂比色法、重量法及稀释倍数法分别对水中的COD、氨氮、悬浮物和色度进行测定,得到处理效果最较好的菌种,
2 材料与方法
材料选用牛肉膏蛋白胨培养基［4］,污水检测所用试剂均为分析纯试剂。实验所用水样取自江苏农林职业技术学院南门河,泥样取自学院南门河的淤泥。
2.1 菌种的筛选
将0.5g泥样转入装有4.5mL无菌生理盐水的试管中,混匀后,静止10min,上清液即为10-1稀释液；将0.5mL 10-1稀释液转入装有4.5mL无菌生理盐水的试管中,即为10-2稀释液,以此类推。分别将10-3、10-4、10-53个浓度的稀释液各0.1mL涂布在牛肉膏蛋白胨固体培养基中,放入37℃的恒温培养箱中培养2d。将形态、颜色不同的菌落,分别进行划线分离培养,直至菌种纯化为止。
2.2 菌液的处理
将已纯化好的单菌落接入装有5mL牛肉膏蛋白胨液体培养基的试管中,在37℃,120r/min的摇床上培养2d。将培养好的菌液在4 500r/min条件下离心10min,去上清液,用无菌生理盐水混匀菌体沉淀,再离心。如此反复3次,直至将残留的液体培养基去除。
2.3 水样的处理
在33个250mL三角瓶中,分别装入100mL水样,121℃灭菌20min,冷却后备用。测定污水的COD、氨氮、SS和色度。将处理的10个菌种悬液（OD600nm1.65）按1%的接种量分别加入上述三角瓶中,每个菌种设3个平行,另设3个对照（不接菌）。所有样品在37℃,120r/min条件下培养5d,取出后,测其COD、氨氮、SS和色度。
2.4 样品测定
2.4.1 COD的测定
采用重铬酸钾法,参照文献,根据公式可得水样中COD含量。
COD（mg・L-1）。
式中C为硫酸亚铁铵标准滴定溶液的浓度（mol・L-1）；V1为空白试验所消耗的硫酸亚铁铵标准滴定溶液的体积（mL）；V2为试料测定所消耗的硫酸亚铁铵标准滴定溶液的体积（mL）；8为氧（1/2 O）摩尔质量（g・mol-1）；V0为试料的体积（mL）。
2.4.2 氨氮的测定
采用纳氏试剂比色法,先绘制标准曲线,再将水样测得的吸光度减去空白实验（以无氨水代替水样）的吸光度,根据标准曲线查得氨氮含量m,根据下式可得水样中氨氮含量。
氨氮（N,mg・L-1）m×1 000/V。
式中m为由校准曲线查得样品管的氨氮含量（mg）；V为水样体积（mL）。
2.4.3 SS的测定
采用重量法,将经蒸馏水洗涤后的滤纸放在干燥的称量瓶中,105℃烘干2h后冷却,称重为A；取50mL混匀的水样,用干燥过的滤纸过滤,用少量蒸馏水冲洗,再放入原称量瓶中,105℃烘干2h后冷却,称重为B,根据下式可得水样中SS含量。
SS（mg・L-1）（B-A）×1 000×1 000/V。
式中A为滤纸+称量瓶（g）；B为滤纸+滤渣+称量瓶（g）；V为水样体积（mL）。
2.4.4 色度的测定方法
取每一处理过的水样10mL,置于比色管中,用蒸馏水稀释至50mL；以白色瓷板为背景,由上向下观察稀释后水样的颜色,并与等量蒸馏水相比较,直至澄清度一致,记录稀释倍数［9］。
3 实验结果与分析
3.1 菌种筛选
3.1.1 平板菌落形态
通过划线分离、纯化,共筛选出10种形态各异的菌株,见图1。
3.1.2 形态特征
通过对培养基上菌落形态观察及革兰氏染色,结果见表1。
表1 10种细菌的形态特征
3.2 COD的测定
由图2可知,与原水样中的COD（197.76mg・L-1）相比较,菌种A、B、D、E、F、G、H、I对污水的降解率均为40%以上,B和I两菌种的处理效果相对较好,尤其菌株B对污水的降解率为48.33%。然而,经过5d培养的对照水样,其COD降解到135.96mg・L-1,水体的自然降解率达31.25%,菌株B与对照相比,其降解率仅为24.84%。
3.3 氨氮的测定
3.3.1 标准曲线
将测得的数据绘制标准曲线见图3。
3.3.2 氨氮的测定结果
经菌种处理后的污水测得吸光度值见表2。
将表2中吸光度带入氨氮标准曲线,得各处理样品试管中的氨氮含量,经计算水样中氨氮的含量见图4。
表2 污水经菌种处理后的吸光度值
在自然情况下污水中氨氮值为83.18mg・L-1,对照组培养5d之后,水体中的氨氮量为73.50mg・L-1,降解率为11.64%。菌种B、C、D、F、H对污水的处理能力相对较强,尤以菌种F处理效果最佳,经菌种F处理后,水体中氨氮的含量为28.24mg・L-1,与原水样相比,其降解率达66.05%,与对照相比,其降解率为61.58%。
3.4 SS的测定
如图5所示,10种细菌对污水处理5d后,菌种D和I所产生的悬浮物较多。经培养,在接菌种D的三角瓶中可发现明显的絮凝及团状悬浮物,经烘干称重,计算出SS的重量为204mg・L-1；接菌种I的污水中,SS的重量为198mg・L-1,与对照组的SS重量（114mg・L-1）相比,悬浮物分别增加了78.95%和73.68%。
3.5 色度的测定 由表3可知,样品处理前后没有一定的规律可循,有的菌体使水体色度增加,可能是由于加入菌体后使水体中的悬浮物增加导致的。但从实验结果可以看出,菌株D对水体色度处理效果相对比较好,处理后只需稀释40倍即可。
4 结语
通过分离纯化,筛选出10种细菌A～J,采用重铬酸盐氧化法、纳氏试剂比色法、过滤和稀释倍数法,对污水的COD,氨氮,悬浮物和色度进行了测定和分析。污水经过菌株B处理之后,COD由135.96 mg・L-1降低到102.176mg・L-1,降解率为24.84%；经过菌株F处理,氨氮值由73.50mg・L-1降解到28.24mg・L-1,降解率达61.58%；经菌株D和I处理后,所测水体的悬浮物的质量分别为204mg・L-1、198mg・L-1,悬浮物分别增加了78.95%和73.68%；菌株D对色度的处理效果较好,由处理前的100倍降到了40倍。
表3 污水处理前后稀释倍数
污水中氨氮的净化主要通过植物吸收、微生物净化和沉淀作用3条途径［10］。通过数据比较,可以看出,水体本身具有很好的自净能力,可能是通过水体本身所含有的化合物,促进水体中颗粒物的絮凝,导致沉降；同时,通过菌株F的作用,使水体中氨氮的降解率较高。
本实验只对单个菌种进行单因素实验,在今后的研究中,应进行正交试验,发现最佳组合,为城市富营养化河水的净化提供理论依据。
参考文献：
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Characteristic Study on Separation and Purification of Purification Bacteria
in Eutrophic Water
Zhang Xiaohua,Wang Huarong,Lu Jianlan
（Department of Bioengineering,Jiangsu Polytechnic College of Agriculture and Forestry,
Jurong 212400,China）
处理污水氨氮的方法范文4
关键词：厌氧氨氧化 无机碳 有机碳 低氨氮污水
现阶段，我国很多城市污水中的营养盐与有机碳的比值偏低，在污水处理中传统的脱氮工艺已经难以适应。厌氧氨氧化过程中，为污水处理提供了新的方法，以亚硝酸盐为电子受体，以氨为电子供体，在厌氧环境下进行除氮。和传统全程硝化相比，该方法降低了63%左右的供氧量，节省了50%左右的耗碱量，不需要设置碳源，而且整个过程中的产泥量比传统过程低了15%左右。然而，该技术也有自身的不足，包含细菌生长速度慢；应用的范围相对狭小，在处理过程中多用于高氨氮污水，水温较高；在处理时必须处于无分子态氧的环境下才能进行，控制难度相对较大。多年试验研究，笔者对该技术的使用范围进行了拓宽，在厌氧氨氧化工艺在对低氨氮污水进行处理的影响因素进行了研究。
一、试验装置
试验选择由有机玻璃制成的下向流生物膜滤池，高2米，直径7cm；采用页岩颗粒填料，填料高度为1.6m。试验用水采用生活污水处理后的二沉池除水，各项指标如表1所示：
对厌氧氨氧化菌进行培养的时候，接种污泥选择以硝化菌为主的污泥，为了实现厌氧氨氧化工艺的浸水需求，在实验过程中向试验用水中加入亚硝酸盐，满足脱氨需求。水中的和之间的比值为1：1.3，将虑速调至2.49m/h。经过60天的运行，滤料上的生物膜颜色由土黄色变为棕褐色，随着菌生物量的增加，生物膜的颜色继续发生改变，呈现出红色，而且在进水泵的管壁上也附着了大量厌氧氨氧化菌。将试验用水中的控制在40mg/L时，厌氧氨氧化滤池中的去除率在98%以上，而且比较稳定，也即表明培养阶段完成。
二、结果与讨论
（一）底物影响
该反应的基质为亚硝酸盐氮与氨氮，相关研究显示，高浓度的亚硝酸盐或氨氮对厌氧氨氧化反应会起到抑制作用，当然，这些研究主要针对的是高氨氮污水，为了对厌氧氨氧化工艺在处理低氨氮污水时，的抑制作用进一步进行研究，在试验过程中，尽可能的将浸水中的含量控制在36-40mg/L，保持氨氮含量未定，然后在进水中加入不同含量的亚硝酸盐，然后对系统运行的效果进行观察。氨氮去除速率随着的浓度升高而增大，当进水中的浓度达到118.4mg/L时，氨氮去除率达到最大值，为3.28mg/L；此时，如果继续提高的浓度，反应的速度反而降低。这就表明，浓度比较低的时候，能够促进反应的发生；但是如果浓度达到一定值时，对于反应起到抑制作用。根据实验的进一步进行，当的浓度达到136mg/L时，与最大去除速率相比，此时的去除速率下降了23.5%左右，相比浓度为60mg/L时去除速率要高一些，表明浓度比较高的时候，厌氧氨氧化反应并没有停止，氧化菌的活性还是比较高的，这一点和厌氧氨氧化工艺在处理高氨氮污水时有明显的不同。
（二）碳的影响
试验表明，在实现去除氮的过程中，不需要消耗大量碳源，这也是该技术的优势所在。但是在城市污水中，还存在大量的碳。因此，需要对碳对反应过程的影响进行研究，主要针对有机物与COD进行研究。在处理系统中，污水中的碳以TOC（有机碳）与IC（无机碳）的形式存在，其中有机碳还包含多种类型，所以在对厌氧氨氧化反应中有机碳与无机碳的影响作用进行考察对于优化工艺效能有重要作用。
（1）IC影响。对不同浓度的IC对厌氧氨氧化滤池运行中对效果的影响进行了试验研究，其结果如表2所示：
（2）TOC影响。TOC浓度的不同对处理效果的影响，如表3所示：
从表3中可知，随着TOC浓度的升高，氨氮的去除速率呈下降趋势。表明TOC浓度的高低对反应的影响非常大。
（三）温度影响
影响细菌生长的主要因素之一就是温度，采用该技术处理高氨氮污水时，最佳温度为30-40℃。在本组试验中，在试验用水水温改变的情况下，对处理低氨氮污水的速率影响进行分析，氨氮去除速率随着温度升高而增大，表明厌氧氨氧化反应对温度比较敏感，温度过低不利于反应的进展。
（四）pH值影响
反应受pH值的影响主要表现在基质与细菌方面，亚硝酸盐与氨氮在液相中的分配受到一定的影响。为了对pH值在反应过程中的影响进一步进行研究，对pH值变化对反应了影响进行分试验，随着反应的进行，滤池中的pH值逐渐升高，在反应结束时，pH值平稳。表明pH值尽管不受氧化菌的影响，但会改变受周边环境，因此要对反应器中的pH值进行适当的控制。
三、结论
从研究的结果来看，厌氧氨氧化工艺在处理低氨氮污水过程中，主要的影响因素包含浓度、IC浓度、TOC、温度及反应器中的pH值，因此为了提高处理工艺的效率，应该根据实验结果对这几方面的因素进行控制。
参考文献
[1]操家顺，王超，蔡娟.低浓度氨氮污水厌氧氨氧化影响因素试验[J].南京理工大学学报（自然科学版），2011（30）.
处理污水氨氮的方法范文5
关键词：碳化秸秆；氮磷吸附；城市生活污水
中图分类号 X703 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2017）14-0080-03
Abstract：The activated carbon with the large specific surface area and the strong adsorption capacity is often used to absorb nitrogen and phosphorus in sewage and other substances. The straws carbonized by continuous rotary technology had been carried on in this studies in the city sewage treatment，and comparation of the adsorptivity of cornstalk with kenaf core are carried out. The results show that the adsorption rate of kenaf stalk was better than the corn straw’s，and the adsorption rate of two kinds of carbonized straw on nitrogen and phosphorus increased with the adsorbent adding；The adsorption rate of carbonized straw on phosphorus reached the maximum when the adsorption time is 1h，and nitrogen is 12h；the effect of the pH was complicated，the adsorption on phosphorus is better in alkaline circumstance than in acidity，nitrogen is the highest in neutral conditions.
Key words：Carbonized straw；Absorption of nitrogen and phosphorus；City sewage
生活污水中含有大量的氮、磷等I养元素，排入水体中会引起藻类及其他浮游生物大量生长繁殖，水中溶解氧量下降，鱼类及其他生物大量死亡，造成水体富营养化，水质恶化。目前，常用的脱氮除磷的方法有沉淀法[1]、混凝法[2，3]、生物法[4]与接触法[5]等。碳化秸秆是植物秸秆发酵产气碳化后形成的化肥，是一种质地疏松的热性速效肥，除含速效钾外，还含有磷、钙、铁、镁、硫等有效养分[6]。秸秆碳化是将秸秆经烘干或晒干、粉粹，然后在制碳设备中，经干燥、干馏、冷却等工艺，将松散的秸秆制成木炭的过程[7]。我国是一个农业大国，秸秆资源十分丰富，每年产生的农作物秸秆总量超过6亿t，其中可以作为能源利用的在3亿t以上。近年来，随着农村经济的发展和农民生活水平的提高，大部分农村地区把煤炭、液化气等常规能源作为炊事取暖用能的首选，大量的剩余秸秆被遗弃在田间地头付之一炬，既浪费了资源又污染了环境[8]。碳化秸秆取材方便，不仅成本低，节约资源，而且能达到以废治废的目的，吸附后还能为植物提供生长所需的元素。为了提高秸秆利用效率，在连续回转式工艺条件下碳化玉米、红麻2种秸秆，利用碳化后碳粉吸附宜春市污水处理厂生活污水中的氮磷，分别用纳氏试剂分光光度法和钼酸铵分光光度法测定吸附后污水中氮磷含量并优化不同条件下的氮磷去除率，最后对比2种碳化秸秆的吸附性能，以期为秸秆的开发利用提供新前景。
1 材料与方法
1.1 供试材料 试验中所用秸秆均采自当季本地农田，秸秆碳化采用连续回转式的碳化工艺，在300～350℃碳化10min。试验用生活污水取自宜春市污水处理厂，在-2℃的条件下保存，实验前提前冷却至室温。
1.2 试验方法 分别采用纳氏试剂分光光度法和钼酸铵分光光度法测污水中的氮磷，分为3种不同的实验条件，并优化不同条件下的氮磷去除率。
1.2.1 确定最佳投加量实验 将不同量的碳化秸秆与污水放入离心管中，再放入电动离心机中振荡吸附0.5h，之后离心、过滤，分别用纳氏试剂分光光度法和钼酸铵分光光度法测滤液中残留的氨氮与磷的浓度，根据吸附去除率确定最佳投加量。
1.2.2 确定最佳吸附时间实验 在最佳投加量的基础上，将一定量的碳化秸秆与污水放入离心管中，放入电动离心机中振荡吸附，设置不同的吸附时间，之后离心、过滤，测定氨氮与磷的浓度，计算吸附去除率，确定最佳吸附时间。
1.2.3 确定最佳pH值实验 在最佳吸附时间下，将一定量的碳化秸秆与污水放入离心管中，调节溶液的pH在2～11之间，放入电动离心机中振荡吸附，之后离心、过滤，测定氨氮与磷的浓度，计算吸附去除率，确定吸附最佳pH值。
2 结果与分析
2.1 碳化秸秆对磷的吸附优化实验
2.1.1 磷标准曲线 用磷酸二氢钾配制的磷标准溶液绘制磷标准曲线，为之后测污水中的氮磷含量提供依据（图1）。
2.1.2 不同投加量下碳化秸秆对磷的吸附 由图2可以看出，在一定的投加量范围内，2种碳化秸秆呈现出相同的规律性，随着碳化秸秆投加量的增加，磷的浓度逐渐下降，直至最大投加量下磷浓度最低。实际过程中，投加量要适当，满足出水水质要求即可（考虑碳粉的去除及成本）。另外，对比了不同投加量下的碳化玉米秸秆和碳化红麻秸秆对磷的吸附效能（P>0.05），二者差异不显著。
2.1.3 不同吸附时间下碳化秸秆对磷的吸附 图3显示，投加量在0.08g的情况下，不同吸附时间磷浓度都有所不同。玉米、红麻2种碳化秸秆对磷的吸附规律趋向一致，磷的浓度都是先降低后缓慢升高又逐渐下降，1h和12h时磷浓度都比较低，此时吸附效能较大，考虑到实际污水处理量，选择1h为最佳吸附时间。从图3可以看出，玉米碳化秸秆的吸附效能略低于红麻碳化秸秆的吸附效能，在最佳吸附时间下比较二者的吸附效能（P>0.05），差异不显著。
2.1.4 不同pH值下碳化秸秆对磷的吸附 从图4中可以看出，不同的pH值对吸附效能的影响非常大；不同PH值条件下，玉米、红麻两种碳化秸秆的吸附规律基本一致，都是在低pH值下有较低的吸附效能，随着pH值的增加吸附效能迅速上升，中性状态时已有较高的去除率，弱碱性及碱性状态，几乎完全可以把磷吸附出去。因此，吸附实验最好在中性或弱碱性条件下进行，此时对磷的吸附性能最好，去除率也高。图4显示，红麻秸秆碳化后吸附情况稍好于玉米碳化秸秆，具体比较二者在弱碱性中的去除率（P>0.05），差异不显著。
2.2 碳化秸秆对氮的吸附优化实验
2.2.1 氮的标准曲线 用氯化铵配制的氨氮标准溶液绘制氮标准曲线，为之后测污水中的氨氮和磷提供依据（图5）。
2.2.2 不同投加量下碳化秸秆对氮的吸附 从图6可以看出，碳化秸秆对氮的吸附有一定的影响，随着两种碳化秸秆投加量的增加氮浓度的变化呈现出近似的规律性，随着玉米碳化秸秆的量增加氮浓度迅速下降随后缓慢下降，而随着碳化红麻秸秆的加入量增加，氮浓度起伏波动，并最终保持在一定的水平上，总体而言随投加量的增加，碳化玉米秸秆对氮的吸附效能上升；碳化红麻秸秆对氮的吸附先下降，后上升，然后稍下降。碳化玉米秸秆是在最大投加量下，表现出吸附效能最好，而碳化红麻秸秆在投加量0.04g和0.08g情况下都有较好的吸附效能。综合二者，选择0.08g为最佳投加量。在最佳投加量下，对比二者的吸附效能（P>0.05），结果表明差异不显著。
2.2.3 不同吸附时间下碳化秸秆对氮的吸附 由图7可知，在不同的吸附时间下，氨氮浓度都有所不同，在最初的吸附时间内吸附效果不显著，在吸附达到3h时氨氮浓度下降，随后随着时间增加又有所增加而后下降的趋势，2种碳化秸秆呈现出相同的规律性，二者几乎都是在12h时对氨氮的吸附达到最好。玉米碳化后秸秆表现出较好去除率对氨氮，红麻稍差。对比二者的去除率（P>0.05），结果显示二者在最佳吸附时间下，去除效果差异不显著。
2.2.4 不同pH值下碳化秸秆对氮的吸附 根据图8显示，不同的pH值条件下，碳化秸秆对氨氮的吸附作用有较大的波动，随着pH值的增长氨氮浓度上升，吸附性能下降，而后氨氮浓度逐渐下降，吸附性能又逐渐上升，在中性条件下浓度达到最低，吸附性能也最好，随着PH值越来越大，氨氮浓度也越大，吸附性能下降，由此可知，在中性条件下，碳化秸秆对氨氮的吸附性能最好，此时的去除率最高。对比此条件下二者的去除率（P>0.05），结果显示差异不显著。
2.3 讨论 通过实验条件的优化，可以看出，碳化红麻秸秆对污水中磷的吸附效能优于碳化玉米秸秆，碳化玉米秸秆对污水中氮的吸附效能比碳化红麻秸秆略强，然而2种情况下，二者的吸附效能均差不显著，由此，碳化秸秆的种类可能对城市生活污水的氮磷吸附效能影响不大。另外，根据优化实验结果，也可看出碳化秸秆对氮磷的吸附效能比较强，对城市污水中氮磷的去除有较强的能力。表1通过对比使用碳化秸秆前后的水质情况，显示出在优化条件下，碳化秸秆对城市生活污水的氮磷去除效率能达到国家排放标准。
3 结论
研究表明，碳化秸秆对城市生活污水中的氮磷有较强的吸附能力，具体吸附情况如下：
（1）对污水中磷的吸附：玉米和红麻2种碳化秸秆对磷的吸附都随投加量的增加而增加，随吸附时间变化的规律相似，都在pH为1h时吸附性能最好；随pH的变化有相同的变化趋势，在碱性条件下的吸附性能优于酸性条件。
（2）对污水中氨氮的吸附：玉米和红麻2种碳化秸秆对氨氮的吸附随投加量的变化有一定的波动，但是总体而言，在一定投加量范围内，呈现上升趋势；随着吸附时间的变化呈现一定的浮动趋势，但是总体随吸附时间的增加，吸附效能增加；随着pH的变化则有不规律的变化趋势，但都是在pH值为中性时吸附性能最好。
（3）比较2种碳化秸秆的吸附性能，发现二者对污水中氮磷的吸附效能没有显著性差异，有可能碳化秸秆的种类对氮磷的吸附效能影响不大。
参考文献
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处理污水氨氮的方法范文6
论文关键词：草炭，氨氮，CHF工艺，硝化
腐殖质滤池（Humus Filter，HF）是利用垃圾填埋场中筛选出的腐殖垃圾作为填料，构筑形式与生物滤池类似的一种新型惰性填料生物反应器。HF工艺由于其优越的污水净化效率和废物资源化的理念，现已被广泛推广，主要应用领域：生活污水和家禽厂污水的处理。但是HF工艺和其他滴滤池一样有堵塞和污染物负荷较低的缺陷【1-2】。循环腐殖质滤池（Circulating Humus Filter， CHF）：通过腐殖填料循环提高处理效能，解决填料堵塞问题的腐殖填料滤池技术。立足CHF工艺特点硝化，通过采用草炭为填料调节工艺运行参数和方式分析了其处理高浓度氨氮废水的效果，为CHF工艺应用于高浓度氨氮废水提供了依据。
1、实验材料、装置与方法
实验选用草炭为填料论文格式范文。草炭具有较高的氨氮吸附量【3】和较高的阳离子交换量CEC约为126.4cmol/kg，轻质纤维状具有良好的透气功能且水力负荷较一般滴滤池高【4】。高氨氮污水选用生活污水、葡萄糖和氯化铵配制。
图1 草炭处理高浓度氨氮废水装置图
实验装置见图一。填料柱为3个DN100高1m的PVC管。草炭装填高度90cm，柱底装填5cm的碎石承托层；实验时将3根填料柱交替串联使用其中两根，另一根闲置，闲置周期为3天。采用蠕动泵间歇自上而下进水湿干比为40min：140min，水力负荷0.5m/d，进水适当曝气控制进水溶解氧大于2ppm。研究内容包括草炭的物化性质和工艺不同污染物负荷处理效果及其稳定性。主要水质分析项目COD、氨氮、总氮，分别采用重铬酸钾法、水杨酸-次氯酸盐分光光度法、碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法。
2、结果与讨论
2.1草炭吸附特性研究
2.1.1 pH对其吸附性能影响
配置50mg/l的NH4+溶液，分别取4份75ml该溶液于4个100ml锥形瓶中，并且用稀NaOH溶液调节PH至6、7、8、9，各加入2.00mg经65℃干燥的草炭。置于摇床中调节温度25℃，转速120r/min，时间为24h。待吸附平衡后测定吸附后溶液的NH4+浓度。
图2 pH对草炭吸附氨氮的影响
实验表明：在一定范围内硝化，随着溶液pH增大草炭对于氨氮的吸附呈增大趋势，同时偏碱性环境有利于硝化细菌的增值促进硝化反应的顺利进行论文格式范文。
2.1.2静态吸附等温线实验
分别称取5份草炭（2.00mg）分别置于100的锥形瓶中，加入浓度分别为10、25、50、100、200mg/l NH4+溶液，控制温度为25℃，在恒温振荡器中以120r/min的转速震荡24h，使吸附达到平衡。测定平衡后吸收液中的NH4+浓度。
图3 草炭静态吸附动力学实验
实验表明：随着氨氮浓度的增大，草炭的吸附量逐渐增大，且在低于100mg/L时草炭吸附量增加明显，高于100mg/L时吸附量基本维持在0.6mg/g，这表明草炭能更高效的吸附氨氮浓度较高的废水。
2.1.3静态吸附动力学实验
将2.00g草炭加入到初始浓度为50mg/L的NH4+溶液中，控制温度为25℃，振荡器以120r/min不停震荡。每隔一段时间（5min、7min、10min、20min、25min、0.5h、40min、1h、2h……）取样分析其浓度变化，吸附平衡为止，作出吸附时间与吸附量的关系曲线。
图4 草炭吸附氨氮平衡实验
图4表明草炭具有高效的氨氮吸附能力硝化，仅30min左右草炭对50mg/L的NH4+溶液吸附达到平衡，平衡时间短。
综上所述，草炭独特的吸附特性能够在较短时间内吸附大量氨氮，这有利于提高工艺进水力负荷、缓解填料层高度和工艺堵塞。
2.2 CHF工艺处理效果分析
图5 草炭为填料的CHF工艺COD处理效果
该工艺对污染物的去除主要是由填料的吸附和微生物降解共同作用完成。系统运行的初期内部的微生物环境尚不成熟，废水中的COD、氨氮、总氮主要是依靠草炭的高效吸附去除；如图5所示，由于草炭高效吸附性能和阳离子交换量使进水初期氨氮基本被完全去除，出水氨氮浓度低于10mg/L；随着吸附量逐渐达到饱和出水中各项水质指标短期内稍有回升；最终经过约2周的驯化系统内部生物环境达到稳定，驯化周期明显短于一般的生物滤池处理工艺，当进水COD浓度为150-240mg/L时，COD的去除效率稳定在80%-85%之间，出水浓度约35-45mg/L；当进水COD提升至300mg/L时系统的COD去除效率基本不变，出水颜色呈浅黄色。
图6 草炭为填料的CHF工艺氨氮处理效果
草炭具有良好的透气性能【5】，当进水DO约为2ppm其出水上升至5-6ppm，为硝化细菌的增值提供了充足的氧气；数据表明填料柱内实现了稳定高效的硝化反应。如图6所示硝化，当进水氨氮负荷分别为150、200、300mg/L时，出水氨氮浓度均稳定在2mg/L以下，去除率接近100%。同时工艺采用间歇式进水为系统内部微生物自身代谢创造了条件，有效的防止了由于微生物过度繁殖造成填料柱堵塞，系统稳定运行后渗透系数未发生明显变化论文格式范文。
图7 草炭为填料的CHF工艺总氮处理效果
由于进水中溶解氧过高和碳源不足的限制导致系统内部反硝化细菌增殖受到制约，系统反硝化不充分导致总氮去除率较低，系统在第14天到第22天时控制进水总氮为200mg/L-230mg/L去除率约为15-20%；第23天时提升总氮至400mg/L左右时总氮去除率为50-55%，这是由于添加了碳源，进水取消曝气并将COD提升至300mg/L，系统反硝化得到强化。
3、结论
（1）草炭独特的物化性质适合作为CHF工艺处理高浓度氨氮废水填料。主要表现为：较高氨氮吸附量约0.56mg/g，吸附平衡时间短约30min，pH在6-9范围内吸附量岁碱性增大而增大，而此范围内适合硝化细菌增殖。
（2）该工艺适合处理生化性较好的高浓度氨氮废水。进水pH控制在8-9之间（过高会影响草炭的稳定性,导致出水色度增加），当进水负荷为0.5m/d、温度为20℃硝化，进水COD、氨氮、TN浓度分别为150-180mg/L、150-160mg/L、190-220mg/L时，采用间歇式进水（湿干比40min：140min）其出水较为清澈稳定后COD、氨氮、TN去除率分别为：85%-90%、约100%、15%-20%；当进水氨氮浓度提升至300mg/L，COD浓度提升至200-250mg/L时，COD、氨氮、TN去除率分别为：80%-85%、约100%、45%-50%，填料柱去除效果较稳定；出水颜色有浅黄色。
（3）该工艺抗堵塞且具备高效的硝化功能，但总氮的去除效果不明显。研究表明，可通过出液回流，溶解氧以及添加碳源提升总氮的去除效率；也可以添加后续厌氧单元提升反硝化效果。
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