4种填料对氨氮的吸附效果
污水处理填料
污水处理填料污水处理填料是用于污水处理过程中的一种重要材料，它可以有效地去除污水中的污染物，提高水质。
下面将详细介绍污水处理填料的标准格式文本。
一、引言部份：污水处理填料是一种用于污水处理的填料材料，具有良好的去除污染物和提高水质的效果。
本文将介绍污水处理填料的种类、特点、应用范围等方面的内容，以期为污水处理工程提供参考。
二、污水处理填料的种类：1. 生物膜填料：生物膜填料是一种常用的污水处理填料，其表面具有大量的微生物附着层，可以通过微生物的降解作用去除污水中的有机物质。
常见的生物膜填料有生物陶瓷填料、生物滤球等。
2. 吸附填料：吸附填料是一种能够吸附污水中的溶解性有机物质和重金属离子的材料。
常见的吸附填料有活性炭、陶瓷颗粒、树脂球等。
3. 过滤填料：过滤填料是一种通过物理过滤作用去除污水中的悬浮物质和颗粒物质的材料。
常见的过滤填料有石英砂、煤炭颗粒、玻璃纤维等。
三、污水处理填料的特点：1. 高效去除污染物：污水处理填料具有较大的比表面积和孔隙结构，能够提供更多的附着面积，从而增加污染物的接触机会，提高去除效率。
2. 耐腐蚀性强：污水处理填料通常使用耐酸碱、耐高温的材料制成，能够在恶劣环境下长期稳定运行，具有较强的耐腐蚀性。
3. 使用寿命长：污水处理填料具有较高的物理强度和耐久性，能够经受长期的使用和水流冲击，减少更换和维护成本。
4. 结构稳定性好：污水处理填料的结构稳定性好，不易变形和阻塞，能够保持良好的通水性能，确保污水处理效果。
四、污水处理填料的应用范围：污水处理填料广泛应用于城市污水处理厂、工业废水处理厂、农村污水处理站等各类污水处理工程中。
其主要作用是去除污水中的有机物质、悬浮物质和重金属离子，提高水质。
五、污水处理填料的性能测试：为了确保污水处理填料的质量和性能，需要进行一系列的性能测试。
常见的测试项目包括比表面积测定、孔隙率测定、耐腐蚀性测试等。
六、结论：污水处理填料是一种重要的污水处理材料，具有高效去除污染物、耐腐蚀性强、使用寿命长和结构稳定性好等特点。
四种填料对氨氮的吸收效果
J. Lake Sci.(湖泊科学), 2008, 20(6): 755-760 . E-mail: jlakes@ 2008 by Journal of Lake Sciences4 种填料对氨氮的吸附效果*金相灿1, 贺 凯1,2, 卢少勇1, 胡小贞1, 李胜男2(1: 中国环境科学研究院湖泊生态环境创新基地, 国家环境保护湖泊污染控制重点实验室, 北京 100012) (2: 吉林建筑工程学院市政与环境工程学院, 长春 130021) 摘 要: 氮是引发湖泊富营养化的重要元素之一, 湖泊外源和内源氮的去除对湖泊富营养化的控制非常关键, 其中填料对氨氮的去除是湖泊外源控制的重要途径. 研究了4种填料(天然沸石,陶粒,蛭石和土壤)对氨氮的吸附行为,填料去除氨氮的主 要途径以及溶液中pH值和温度对氨氮去除率的影响. 结果表明沸石对氨氮的吸附效果明显, 蛭石次之, 土壤与陶粒效果较差. 沸石去除氨氮的途径以离子交换作用为主, 物理吸附作用很小; 陶粒,土壤和蛭石3种填料的离子交换作用和物理吸附作用的 效果相当. 4种填料的吸附量在温度为15-35℃内均随温度的升高而减小, 在pH值为3-9范围内随pH值升高而增大, 振荡6h均 达到吸附平衡. 关键词: 填料; 氨氮; 吸附; 解吸; 影响因素Adsorption effect of ammonia by four fillingsJIN Xiangcan1, HE Kai1,2, LU Shaoyong1, HU Xiaozhen1 & LI Shengnan2(1: State Environmental Protection Key Laboratory for Lake Pollution Control, Research Center of Lake Environment, Chinese Research Academy of Environment Sciences, Beijing 100012, P.R.China) (2: College of Environmental and Natural Resources, Jilin University, Changchun 130021, P.R.China)Abstract: Nitrogen is one kind of important elements related to eutrophication of lakes. The removal of exterior pollution source and interior pollution source is significant for eutrophication control of lakes. Ammonia removal by fillings is an important ways for the control of exterior pollution source of lakes. The ammonia adsorption behavior of four kinds of fillings, such as savageness zeolite, haydite, vermiculite and soil were investigated. The main way of ammonia removal by fillings, the effects of solution pH and temperature on removal rate of ammonia were observed. The results indicated that there were significant differences between zeolite and other fillings, and the sorption efficiency in the order were zeolite, vermiculi, soil and haydite. The ion exchange function is the main way of removing ammonia by zeolite, zeolite has the worst sorption ability, whereas other three fillings have almost the same sorption and ion exchange capacities. In addition, adsorption capacities of these four fillings decreased as temperature increased between 15-35℃; as the pH values increased at the range of 3-9 the adsorption capacities of these four fillings increase too. All adsorption experiments reached equilibrium within six hours. Keywords: Fillings; ammonia; adsorption; desorption; relevant factors湖泊等水环境的富营养化给人类带来环境,生态和经济等方面的诸多损失, 富营养化的原因和控制 途径引起了世界各国的强烈关注, 我国针对水环境的富营养化问题已经开展了大量的工作. 氮是引发湖 泊富营养化的重要元素之一, 然而人类活动引起的输入湖泊的氮负荷总量仍呈增加趋势, 湖泊外源和内 源氮的去除对湖泊富营养化的控制非常关键, 许多入湖河流中的氨氮浓度普遍较高, 填料对氨氮的去除 是湖泊外源控制的重要途径. 人工湿地作为一种生态处理系统广泛应用于各种污水处理与生态修复, 但目前仍存在着一些问题,* 国家高技术研究发展计划(863)项目(2005AA60101005)和国家重点基础研究发展规划(973)项目(2002CB4123)联合资助. 2007-12-07 收稿; 2008-06-05 收修改稿. 金相灿, 男, 研究员; E-mail: Jinxiangcan2004@.756J. Lake Sci.(湖泊科学), 2008, 20(6)如氨氮难以高效去除, 其去除率多不超过60%[1-3], 因此强化人工湿地的氨氮去除能力非常重要. 而除氮的 关键之一在于填料筛选, 新型价廉高效的吸附材料的开发应用是目前人工湿地污水处理的研究热点[4-5]. 近年来, 一些通透性好,比表面积大,具有吸附能力的多孔填料被填充到人工湿地系统, 大大提高 了氮的去除效果[6-9]. 本文通过对几种填料的物理性质,对氨氮的吸附性能及pH值,温度对吸附的影响, 探索出适宜的人工湿地去除氨氮填料.1 材料及方法1.1 填料物理性质的测定 以天然沸石,陶粒,土壤和蛭石为填料, 测定填料的比表面积,干容重,孔隙率和水力渗透系数等 物理性质. 其中填料干容重和孔隙率采用标准土壤科学方法测定, 水力渗透系数依据达西渗透原理[10]用 自制装置测定, 在常温常压下依BET氮气吸附法原理用NOVA3200e型全自动比表面与孔隙度分析仪测定 各种填料的比表面积. 1.2 填料吸附动力学实验 氨氮吸附动力学实验采用50mg/L的氨氮溶液, 取1g填料和20ml氨氮溶液于100ml离心管中, 在25℃ 下, 恒温振荡, 取样时间设定为5min, 10min, 30min, 1h, 1.5h, 2h, 6h, 振荡平衡后用0.45μm滤纸过滤悬浮 液, 采用纳氏试剂光度法[11]测定溶液中残余的氨氮. 每个取样时间重复测定样品3次. 最终通过初始氨氮 质量浓度减去残余氨氮质量浓度计算填料的吸氨氮量. 1.3 填料等温吸附与解吸实验 等温吸附: 称取在 105℃下干燥 2h 过 60 目的沸石,陶粒,北京土壤和蛭石各 1g 于 100ml 具塞离心 管中, 分别准确加入含氨氮浓度为 10,25,50,80,100,200,250,300mg/L 的溶液 20ml. 在 25℃下 振荡 6h 后离心, 采用纳氏试剂光度法[11]测定上清液中的氨氮. 以溶液平衡吸附浓度对填料平衡吸附量作 图即得到填料等温氨氮吸附曲线. 等温解吸: 经吸附试验后的填料样品采用 10ml 无水乙醇悬浮洗涤, 离心后弃去上清液. 加入 0.02mol/L 的 CaCl2 溶液, 在 25℃下振荡 24h, 离心, 采用纳氏试剂法[11]测定上清液中的氨氮即为氨氮解吸量. 1.4 溶液 pH 值,温度对填料吸附的影响实验 取 0.5g 填料于 100ml 离心管中, 加入一定浓度的氨氮溶液, 分别改变溶液的 pH 值(1,3,5,7,9, 11,13)和反应温度(15℃,25℃,35℃), 振荡 6h 后, 离心, 采用纳氏试剂光度法[11]测定上清液中的氨氮 含量, 分别以 pH 值和温度对氨氮吸附量作图.2 结果与讨论2.1 填料的吸附动力学实验 4 种填料(表 1)对磷吸附动力学曲线(图 1)表明, 4 种填料对氨氮的吸附具有相似的变化趋势. 在 0.5h 内吸附量显著上升, 其后稍有下降, 在 1.5h 后吸附量趋于平缓, 3-6h 吸附量增加不大, 3h 后吸附基本达到 平衡. 这 4 种填料均具有吸附速度快, 缓慢平衡的特点, 因此以 6h 作为吸附平衡时间. 出现这种现象是 因为开始时填料结构中孔道上的吸附交换位置是空的, 随着溶液中氨氮浓度的升高, NH4+非常快的占据了 表 1 填料物理性质[12] Tab.1 Physical properties of the fillings 填料 沸石 陶粒 土壤 蛭石 粒径(目) 18 18 18 18 孔隙率(%) 53.70 50.00 38.10 67.00 干容重(g/cm3) 2.00 2.21 1.92 1.67 水力渗透系数(cm/s) 0.3928 0.0809 0.2186 -金相灿等:4 种填料对氨氮的吸附效果757孔道中的吸附位置, 填料吸附量增加非常快. 后来由于吸附交换位置被占据, 填料吸附氨氮逐渐达到饱 和, 吸附逐渐达到平衡. 另在0.5h之前陶粒,土壤和蛭石3种填料均有负吸附现象, 可能是由于在这3种填料的孔道上含有结 合不稳定的氨氮, 在吸附开始阶段, 它们首先释放本身的氨氮, 然后再吸附溶液中的氨氮.图 1 4 种填料氨氮吸附动力学曲线 Fig.1 The ammonium adsorption kinetic curve of four fillings 2.2 填料对氨氮的等温吸附图 2 4 种填料对氨氮吸附等温线 Fig.2 The ammonium adsorption isotherm of four fillings4 种填料对氨氮吸附量随溶液中氨氮浓度的增加而增加(图 2). 在相同的初始浓度下, 沸石的吸附曲 线上升最快, 平衡浓度低. 陶粒,土壤与蛭石的吸附曲线上升缓慢, 吸附量增量不大. 单位体积填料去氨 氮效果以沸石最佳为 4.81mg/g; 蛭石, 陶粒与土壤的吸附效果接近, 分别为 1.04mg/g, 0.72mg/g, 0.57mg/g, 吸附量均不高. 张曦等 [13] 对沸石吸附氨氮的研究表明: 溶液中氨氮浓度愈大, 可供交换的氨氮就愈多; 而且溶液本体与沸石表面形成的浓度差愈大, 造成氨氮向沸石内部迁移并进行交换反应的动力也愈大. 因此, 随着溶液浓度的增大, 填料氨氮吸附量增大. 沸石的比表面积是陶粒的 7.4 倍, 土壤的 4.0 倍, 蛭石的 4.3 倍. 在吸附 6h 之后, 沸石对氨氮的吸附 量分别是陶粒的 6.8 倍, 土壤的 8.4 倍和蛭石的 4.6 倍. 可见填料吸附性能与其比表面积大小有关, 比表 面积越大, 填料内部孔道越多, 吸附性能越好. 2.3 填料去除氨氮的主要途径 沸石, 陶粒, 土壤和蛭石的填料交换容量与吸附容量见图 3. 填料对氨氮的吸附包括离子交换作用和物 理吸附作用. 物理吸附主要由填料表面的静电力和毛细力等产生, 离子交换是填料晶体内部阳离子与 NH4+交换的化学过程[14-18]. 沸石对氨氮的解吸量远小于吸附容量, 说明沸石主要是通过离子交换作用去除水中的氨氮, 而物理 吸附作用相对很小, 与徐丽花等 [19]研究结果一致(图3a). 陶粒,土壤和蛭石的解吸量占吸附量的大部分 (平均百分比为40%,40%,48%), 说明它们的物理吸附作用与离子交换作用相当(图3). 4种填料的解吸量 大小为蛭石>土壤>陶粒>沸石. 2.4 温度对填料吸附的影响 4 种填料的氨氮吸附量在 15-35℃范围内变化不大, 随着反应温度的升高吸附量总体上缓慢下降, 35℃时吸附量最小, 说明低温有利于提高这 4 种填料对 NH4+的离子交换和选择, 有利于交换平衡向正方 向进行(图 4). 这与任刚等[20]对沸石吸附氨氮的研究以及 Inocente 等[21]的热力学分析结果一致. 因此要提 高吸附效果, 反应温度要低, 但考虑到湿地中的植物, 温度不宜太低, 所以在常温条件下, 这 4 种填料对 氨氮有较好的吸附作用, 这与张冬娜等[22]的研究结果一致.758J. Lake Sci.(湖泊科学), 2008, 20(6)图 3 4 种填料交换容量与吸附容量的对比 Fig.3 Exchange capacities vs. adsorption capacities contrast of four fillings图4 温度对4种填料氨氮吸附的影响 Fig.4 Effect of temperature on ammonium adsorption of four fillings金相灿等:4 种填料对氨氮的吸附效果 2.5 pH 值对填料吸附的影响759pH 值对填料吸附氨氮的影响见图 5. 通常, 氨在水溶液中可同时以 NH4+和 NH3 两种形式存在, 存在 如下可逆反应[23]: NH4+NH3+H+ 溶液pH值对氨的存在形式有较大影响, 当pH值小于7时, 溶液中存在的主要是NH4+, 但其含量随pH 值的增大不断减少; 当pH值大于9时, NH4+在溶液中的含量少于NH3; 当pH值大于11时, 氨在溶液中主要 以NH3的形式存在[24]. 图5显示了各种填料在不同pH值时对氨氮吸附量的影响. 当pH值处于3-9范围时, 吸附量达到最大, 此时填料吸附溶液 中NH4+以离子交换为主; 当pH值小于3时, 由于H+的影响, 使 填料对NH4+ 的吸附量急剧减少; 当pH在1附近时, 土壤发生 了负吸附现象; 当pH值大于9时, 溶液中以NH3为主, 导致填 料对氨氮的吸附量急剧下降, 而沸石在pH值等于12时还保持 较高的吸附量. 张 冬 娜 等 [22] 对 沸 石 吸 附 氨 氮 的 研 究 显 示 在 pH 值 范 围 6.0-7.3沸石对氨氮去除率最高; 胡日利等[21]对蛭石吸附氨氮 的研究表明蛭石在中性条件下对氨氮的去除率最高. 而本试 验研究的四种填料均能在pH值3-9范围内保持较高的吸附效 果, 其原因可能是填料的产地,内部结构不同. 图5 pH值对4种填料吸附氨氮的影响 Fig.5 Effect of pH value on ammonium adsorption of four fillings3 结论1) 沸石,蛭石,陶粒和土壤这4种填料相比, 沸石对氨氮的吸附量最大. 在吸附6h之后, 沸石对氨氮 的吸附量分别是陶粒的6.8倍, 土壤的8.4倍, 蛭石的4.6倍. 2) 4种填料的吸附量在温度为15-35℃范围内随温度的升高而减小, 在pH值3-9范围内最大. 沸石在 pH值为3-12范围内均有很高的吸附量. 3) 从对氨氮吸附量和吸附途径两方面综合考虑, 沸石的吸附氨氮效果最好, 是人工湿地等土壤处理 系统中良好的氨氮吸附填料.4 参考文献[1] Aguirre P, Ojeda E, Garcia J et al. Effect of water depth on the removal of organic matter in horizontal subsurface flow constructed wetlands. Journal of Environmental Science and Health Part A-Toxic/Hazardous Substances & Environmental Engineering, 2005, 40(6-7): 1457-1466. [2] Jin G, Kelley T, Freeman M et al. Removal of N, P, BOD5, and coliform in pilot-scale constructed wetland systems. International Journal of Phytoremediation, 2002, 4(2): 127-141. [3] Song ZW, Zheng ZP, Li J et al. Seasonal and annual performance of a full-scale constructed wetland system for sewage treatment in China. Ecological Engineering, 2006, 6(3): 272-282. [4] [5] [6] [7] 卢少勇, 桂 李旭东, 周 417-420. [8] [9] 袁俊生. 沸石法工业污水氨氮治理技术研究. 环境污染治理技术与设备, 2002, 12(3): 60-63. Colella C. Ion exchange equilibria in zeolite mineral. Miner Deposita, 1996, 31: 554-562. 萌, 余 刚等. 人工湿地中沸石和土壤的氮吸附与再生试验研究. 农业工程学报, 2006, 22(11): 64-68. 刚. 人工湿地的氮去除机理. 生态学报, 2006, 26(8): 2670-2677.卢少勇, 金相灿, 余琪, 张荣社等. 三种人工湿地脱氮除磷效果比较研究. 地学前缘(中国地质大学), 2005, 12(4): 73-76.Hlavaya J, Vigha GY, Olaszib V et al. Investigation on natural zeolite for ammonia removal. Water Resesrch, 1982, 16:[10] 鲍士旦. 土壤农化分析. 北京: 中国农业出版社, 1999. [11] 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法. 北京: 中国环境科学出版社, 2002.760[12] 贺 [13] 张 [14] 王J. Lake Sci.(湖泊科学), 2008, 20(6)凯, 卢少勇, 金相灿等. 五种填料对磷酸盐的等温吸附—解吸研究. 农业工程学报, 2008(待刊). 曦, 吴为中, 温东辉等. 氨氮在天然沸石上的吸附及解吸. 环境化学, 22(2): 166-171. 浩, 陈吕军, 温东辉. 天然沸石对溶液中氨氮吸附特性的研究. 生态环境, 2006, 15(2): 219-223.[15] Rozic M, Cerjan-stefanovic S. Ammoniacal nitrogen removal from water by treatment with clays and zeolites. Water Research, 2000, 34(14): 3675-3681. [16] Booker NA, Cooney EL, Priestley AJ. Ammonia removal from sewage using natural Australian zeolite.Water Science and Technology, 1996, 34(9): 17-24. [17] Komarowski S, Yu Q. Ammoniumion removal from wastewater using Australian natural zeolite:batch equilibrium and kinetic studies. Environmental Technology, 1997, 18(11): 1085-1097. [18] Ithome MK, Paul JW, Lavkulich LM et al. Kinetics of ammonium adsorption and desorption by the natural zeolite clinoptilolite. Soil Science Society of America Journal, 1998, 62(3): 622-629. [19] 徐丽花, 周 [20] 任 琪. 天然沸石去除氨氮研究. 上海环境科学, 2002, 21(8): 506-508.刚, 崔福义. 改性天然沸石去除水中氨氮的研究. 环境污染治理技术与设备, 2006, 3(7): 75-79.[21] Rodriguez-Iznaga Inocente, Ariel Gomez, Rodriguez-Fuentes Gerardo et al. Natural clinoptilolite as an exchanger of Ni2+ and NH4+ ions under hydrothermal conditions and high ammonia concentration. Microporous and Mesoporous Materials, 2002, 53: 71-80. [22] 张冬娜, 宋永会, 弓爱君等. 利用丝光沸石吸附高浓度氨氮的研究. 安全与环境学报, 2006, 6(5): 17-20. [23] 李 忠, 符 瞰, 夏启斌. 改性天然沸石的制备及对氨氮的吸附. 华南理工大学学报(自然科学版), 2007, 35(4): 6-10. [24] 胡曰利, 吴晓芙, 聂发辉. 天然蛭石对污水中氨氮吸附去除率的影响. 中南林学院学报, 2004, 24(1): 30-33.。
粉末状活性炭和活化沸石对氨氮去除效果的实验研究
3) p H 值对氨氮吸附性能的影响 。分别于 6 只装 有 200 mL 浓度为 50 mg/ L 含氨氮废水的三角瓶中加 入 5 g 干燥活化沸石 ,并将各瓶废水的 p H 值分别调 至 41 0 , 51 0 , 61 0 , 71 0 , 81 0 , 91 0 , 在 恒 温 振 荡 机 上 以 25 ℃振荡 。经 1h 反应后 ,分析溶液中的氨氮浓度 ,作 吸附性能曲线 。
环 境 工 程
2009 年第 27 卷增刊
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作吸附性能曲线 。 11 21 2 活化沸石吸附能力测试
1) 活化沸石用量对氨氮吸附性能的影响 。分别于 8 只装有 200 mL 浓度为 50 mg/ L 含氨氮废水的三角 瓶中加入不同质量 (见图 2) 的干燥活化沸石 ,在恒温 振荡机上以 25 ℃振荡 1 h 后 ,分析溶液中的氨氮浓度 , 作吸附性能曲线 。
在 11 21 1 和 11 21 2 所得数据的基础上 ,用厦门白 鹭洲湖水作为处理的背景水体 ,测试活化沸石和活性 炭联合处理水体中氨氮的效果 。(注 :由于湖水氨氮含 量较低 ,实验前将水体氨氮浓度调节至 50 mg/ L)
1) 投加顺序对氨氮吸附性能的影响 。分别于 3 只 装有 200 mL 浓度为 50 mg/ L 含氨氮废水的三角瓶中 投加 5 g 的活化沸石和 5 g 的活性炭 ,投加顺序分别 为 : (a) 先放沸石搅拌 15 min 后加活性炭 ; ( b) 先放活 性炭搅拌 15 min 后加沸石 ; (c) 沸石和活性炭同时投 放 ,在恒温振荡机上 25 ℃振荡 1h 后 ,分析溶液中的氨 氮浓度 ,作吸附性能曲线 。
氨氮吹脱效率影响因素
第6卷第2期2009年6月长沙理工大学学报(自然科学版)Journal of Changsha U niversity of Science and T echnology(N atural Science)Vol.6No.2J un.2009收稿日期:2008-12-31基金项目:湖南省教育厅科研资助项目(05C231)作者简介:黄 勇(1983-),男,湖北荆门人,长沙理工大学硕士生,主要从事环境水力学方面的研究. 文章编号:1672-9331(2009)02-0088-04氨氮吹脱效率影响因素黄 勇1,胡旭跃1,吴方同1,阳常清2,谢守鹏1(1.长沙理工大学水利学院,湖南长沙 410004;2.汕头市达濠市政建设有限公司,广东汕头 515071)摘 要:为了研究不同因素对氨氮吹脱效率的影响程度以及最佳工艺运行参数,采用填料为排列规整的聚丙烯阶梯环的吹脱塔进行正交吹脱试验.试验结果表明,氨氮吹脱效率的影响因素顺序为:p H >气液比>水力负荷>氨氮负荷;在水温为27～30℃、气温为25～27℃、进水氨氮负荷为24.46～80.38kg/m 2・m 3,p H =11.0、气液比为3300、水力负荷为2.25m 3/m 2・h 时,能得到较好的吹脱效果,出水氨氮浓度均低于20mg/L ,氨氮去除率均能达到98%以上.关键词:氨氮;吹脱;正交试验中图分类号:X703文献标识码:AInfluence factors about ammonia nitrogen stripping eff iciencyHUAN G Y ong 1,HU Xu 2yue 1,WU Fang 2tong 1,YAN G Chang 2qing 2,XIE Shou 2peng 1(1.School of Water Conservancy ,Changsha University of Science and Technology ,Changsha 410004,China ;2.Shantou Dahao Municipal Construction Limited Company ,Shantou 515071,China )Abstract :In order to st udy t he influence of t he different factor to t he removal efficiency of ammo nia nit rogen as well as t he best craft operational factor ,using polyp ropylene 2stage 2ring as p urging tower fillings ,ort hogonal experiment s were conducted to investigate t he in 2fluencing factors on t he removal efficiency of ammonia nitrogen.The result showed t hat t he sequence of t he degree size of effecting on ammonia nit rogen st ripping efficiency ,one by one in order ,was :p H >air/water ratio >hydraulic load >ammonia nit rogen load.The opti 2mum parameters were as following :water temperat ure is 27～30℃,air temperat ure is 25～27℃,ammonia nit rogen load of t he influent is 750～1150mg/L ,p H =11.0,air/water ra 2tio is 3300and t he hydraulic load is 2.25m 3/m 2・h.The result s showed t hat stripping effi 2ciency of ammonia nit rogen could be higher t han 98%and concent ration of t he effluent was below 20mg/L in t he optimum p rocess conditions.K ey w ords :ammonia nit rogen ;st ripping ;ort hogonal test 炼油、化肥及畜牧业等许多废水中含有高浓度的氨氮,氨氮浓度一般远高于500mg/L ,如果直接进行生化处理,易造成进水中C/N 值较低.当采用生化法处理污水时,要想取得良好的硝化和脱氮效果,就必须额外添加碳源并增加碱度.而且高浓度氨氮本身对微生物的活动和繁殖有抑制 第6卷第2期黄 勇,等:氨氮吹脱效率影响因素作用,因此首先必须进行除氮预处理.常见的除氮预处理方法包括离子交换法、折点加氯法、生物脱氮法、吹脱汽提法和化学沉淀法等.吹脱法由于运行费用较低,在国内外应用尤为广泛.影响氨氮吹脱工艺效率的因素较多,如:气液比、水力负荷、进水氨氮浓度、水温、气温、大气压、接触时间、p H 值、接触面积、填料种类和布水方式等.不同试验基准的参数不同,得出的试验结果就会有较大差别.P.H.Liao[1]等认为,提高p H值在相同条件下可以减少吹脱时间,在p H值为9.5～10.5时,氨氮吹脱效率与吹脱空气和废水温度直接相关.徐晓鸣[2]等通过高浓度氨氮废水的超声吹脱正交试验,确定了试验的最佳工艺条件:p H为11,吹脱时间为90min,吹脱温度为40℃,超声波功率为80W.在此最佳吹脱条件下,氨氮的去除率可以达到99%以上.陈莉荣[3]等人通过处理高浓度氨氮稀土废水的吹脱试验,得出影响氨氮吹脱效率的因素主次顺序为:p H>温度>吹脱时间>气液比,较佳的水平条件分别为:p H=10～12,温度T=30℃,时间t=1h,气液比=2000,在此条件下氨氮去除率达90%以上.李良[4]等人通过吹脱法处理含油废水的正交试验,得出p H值、鼓气量和鼓气时间这3个因素的影响程度为:p H值>鼓气量>鼓气时间.在工程应用中,气液比、氨氮负荷、p H值和水力负荷等因素若有所波动,则会导致吹脱效率不稳定,对后续处理工艺的运行极为不利.因此,找出气液比、氨氮负荷、p H值和水力负荷等因素影响氨氮吹脱效率的主次顺序以及它们在吹脱时的最优组合,就显得尤为重要.本研究采用填料为排列规整的聚丙烯阶梯环的吹脱塔进行吹脱试验,通过正交试验方法,重点研究了气液比、进水氨氮负荷、p H值和水力负荷这4个因素对氨氮吹脱效率影响的主次顺序以及它们之间的最优化组合.1 试验部分1.1 材料与方法水样采用曝气自来水配制,氨氮浓度和p H 值分别由N H4HCO3和NaO H投加量控制.在PVC箱中配制好试验原水,经提升水泵送至吹脱柱顶,由布水喷嘴喷淋到吹脱柱内的填料上.空气由鼓风机从吹脱柱承托层底部送入,吹脱柱底部设置取样口,吹脱尾气用自来水吸收后排放.为避免各试验间的干扰,每次试验结束后,吹脱柱均需用自来水反复洗涤,并进行空塔吹脱,以排尽填料附着水.试验装置如图1所示.吹脱柱采用有机玻璃制做,Φ1=135mm,有效长度L=2.0m;填料为聚丙烯阶梯环,Φ2=25mm,呈规整排列填充于吹脱柱内;PVC水箱容积V=300L.图1 吹脱试验装置Fig.1 Stripping Experimental equipment 试验检测项目包括:水温、气温、p H值、氨氮负荷,其中,p H值采用P HS J-3F精密酸度计测定,氨氮负荷采用电极法测定.1.2 正交试验设计多因素试验采用正交法,主要研究p H值、气水比、氨氮负荷和水力负荷4个因素对吹脱效果的综合影响.氨氮负荷以进水氨氮浓度表示,水力负荷以进水流量表示.试验水温为27～30℃,气温为25～27℃,采用L9(34)正交试验,p H值、气水比、氨氮负荷和水力负荷均取3个水平.正交试验表如表1所示.表1 正交试验表T able1 Table of orthogonal test因素水平Ap H值B进水氨氮负荷/(kg・m2・m3)C气液比D水力负荷/(m3・m2・h) 110.024.463000 1.96210.552.423300 2.24311.080.383600 2.5298长沙理工大学学报(自然科学版)2009年6月2 结果与讨论2.1 正交试验结果正交试验结果见表2.极差及方差分析见表3,4.表2 正交试验结果T able2 Result of orthogonal test试验组Ap H值B氨氮负荷C气液比D水力负荷出水氨氮/(mg・L-1)去除率/(%)111119.2297.37212227.0497.9931333 6.1598.244213211.5598.465221314.4798.076232115.8397.897312318.9698.358323118.1398.429331216.5698.56表3 数据极差分析T able3 Data analysis of rangeA B C DK1293.60294.18293.68294.00∑X iK2294.42294.48295.01294.23883.35K3295.33294.69294.66295.12P=(X i^2)/9R0.580.170.440.3786700.803K1286200.9686541.8786247.9486436.00Q T=∑(X i^2) K2286683.1486718.4787030.9086571.2986701.896K3287219.8186842.2086824.5287095.81S T=P-Q TQ i86701.3086700.8586701.1286701.04 1.0932S i0.500.040.320.23—表4 数据方差分析T able4 Data analysis of variance方差来源A B C D误差E总和T离差平方和0.500.040.320.230.04 1.09自由度222228均方(MS)0.250.020.160.120.02—F值12.48 1.107.92 5.83——F临界值F0.01(2,2)=99F0.05(2,2)=19F0.10(2,2)=92.2 讨 论1)p H值、气液比、氨氮负荷和水力负荷对吹脱效率的影响.从表1～3的数据可知,当p H值介于10～11之间时,p H值、气液比、氨氮负荷和水力负荷对吹脱效率影响程度由大到小依次为:p H值>气液比>水力负荷>氨氮负荷.就去除率而言,工艺的最佳组合为A3B3C1D2,即进水氨氮负荷为80.38kg/m2・m3时,在p H值为11.0、气液比为3000、水力负荷为2.24m3/m2・h条件下,去除效果最佳.从各因素对氨氮吹脱效率的影响程度来看,在确定最佳工艺条件时,首先要调节p H值.水中的氨氮大多以铵离子和游离氨的形式存在,两者之间的离解平衡关系式为:N H+4+O H-N H3+H2O.由该式可知,当p H值增大,废水中游离氨成分逐渐增加,在一定的气液比条件下,提高p H值对氨氮去除率的影响程度亦逐渐增强,对吹脱有利.当p H值大于10.5时,氨氮离解率在80%以上;当p H值达11时,氨氮离解率高达90%[5].工程上调节p H需要消耗大量的碱,所以吹脱最佳p H值为11.其次为气液比.影响氨气从水中向大气转移的因素有两个:一是水气界面处的表面张力;二是界面处的氨浓度差.表面张力最小,气态氨释放量就最大.如果形成水滴,气态氨转移量的增加将会很小.因此,反复形成水滴有助于氨的吹脱.水和大气中氨氮的浓度差是气态氨转移的动力.为使水滴周围环境中的氨氮浓度最小,必须将空气快速循环,用含低浓度气态氨的空气搅动水滴,有助于加快氨的释放.但当气液比过大时,会造成尾气夹带液滴现象;进水量较小时,会消耗大量的能源,所以将气液比控制在3000左右是比较合理的.水力负荷和进水氨氮浓度的极差很小,所以在实际吹脱的时候,可以将水力负荷和进水氨氮负荷分别控制在2.24m3/m2・h和80.38kg/m2・m3,吹脱效率可达98%以上.从表4可知,当p H值介于10～11之间时, p H值、氨氮负荷、气液比和水力负荷4个因素的F值分别为12.48,1.10,7.92,5.83,均小于F0.05(2,2)=19;当α=0.10,只有p H值的F值大于其临界值9.由此可见,对于p H值介于10～11时,氨氮负荷、气液比和水力负荷对吹脱效率影响不显著,其中氨氮负荷的显著性几乎没有.大多数研究表明,气液比和水力负荷(与水力停留时间成反比)均为影响氨氮吹脱的显著因素[6～8].本研究结果则表明,气液比和水力负荷并非影响氨氮吹脱的显著因素.其原因主要是,由于在各自的水平设置时,可能均处于氨氮吹脱的高效段,且浓度梯度设置不够合理导致影响不显著.黄海09 第6卷第2期黄 勇,等:氨氮吹脱效率影响因素明[6]在研究氨氮浓度对吹脱效率影响时,发现初始浓度对氨氮吹脱效果的影响并不大,随着浓度的升高,去除率增量在5个百分点以内,与本研究结果较为吻合.说明氨吹脱可适合于不同浓度的氨氮废水的处理,并都能取得较好的处理效果.2)NaO H的用量.试验中发现,调原水p H值时,NaO H的用量非常大,这与吴方同[12]等人的试验结果是相一致的.每300L水在进水氨氮的浓度为400mg/L左右时,要将p H值调至10.5,需要使用纯度不少于96.0%的NaO H至少1.5kg.分析其原因为:由于在试验中采用N H4HCO3(含氮量为17.1%)调节原水氨氮浓度,当在原水中加入大量N H4HCO3,再加入NaO H来调节p H值,NaO H 首先要与N H4HCO3等摩尔反应后才能起到调节p H值的作用,所以NaO H的用量会很大.因此,在实际应用中,p H调节剂用量与原水水质、特别是碱度关系很大,应根据现场试验来确定NaO H 的投加量.3 结 论1)对于高浓度氨氮,影响其吹脱效果按显著程度依次为:p H值>气液比>水力负荷>氨氮负荷.2)当p H值介于10～11之间时,氨氮负荷、气液比和水力负荷对吹脱效率影响不显著,其中氨氮负荷的显著性几乎没有.3)当水温为27～30℃,气温为25～27℃,进水氨氮负荷为24.46～80.38kg/m2・m3时,在p H为11.0、气液比为3300、水力负荷为2.24m3/m2・h条件下,能得到较好的吹脱效果,出水氨氮浓度均低于20mg/L,氨氮去除率达到98%以上.〔参考文献〕[1] P H Liao,A chen,K V Lo.Removal of nitrogen f romswine manure wastewaters by ammonia stripping[J].Biore2source Tec2hnology,1995,(54):17220.[2] 徐晓鸣,王有乐,李 焱.超声吹脱处理氨氮废水工艺条件的试验研究[J].兰州理工大学学报,2006,32(3),67269.XU Xiao2ming,WAN G Y ou2le,L I Yan.Experimentalinvestigation of processing conditions for treatmentwastewater containing ammonia nitrogen with ultra2sonic stripping[J].Journal of Lanzhou University ofScience and Technology,2006,32(3),67269.[3] 陈莉荣,戴宝成,武文斐,等.高浓度氨氮稀土废水的吹脱试验研究[J].化工技术与开发,2007,36(9):38240.CH EN Li2rong,DA I Bao2you,WU Wen2qian,et al.Study on air stripping of high concentration ammoni2 ac wastewater in rare earth industry[J].ChemicalTechnology and Development,2007,36(9):38240. [4] 李 良,于大伟,关晓彤,等.吹脱法处理含油废水的实验研究[J].辽宁化工,2007,36(8):5532555.L I Liang,YU Da2wei,GUAN Xiao2tong,et al.Study on treatment of oil2containing wastewater by blow2 doff methods[J].Liaoning Chemical Industry,2007,36(8):5532555.[5] 张自杰,林荣忱,金儒霖.排水工程下册(第四版)[M].北京:中国建筑工业出版社,2002.ZHAN G Zi2jie,L IN G Rong2chen,J IN G Ru2ling.Thefinal volume of draining water(The fourth edition)[M].Beijing:China Building Industry PublishingCompany,2002.[6] 黄海明,肖贤明,晏 波.氨吹脱处理稀土分离厂中氨氮废水试验研究[J].环境工程学报,2008,2(8):106221065.HUAN G Hai2ming,XIAO Xian2mig,YAO Bo.Ex2 perimental research on treatment of ammonia nitro2 gen wastewater by ammonia stripping in a rare earthsseparation factory[J].Chinese Journal of Environ2 mental Engineering,2008,2(8):106221065.[7] 李瑞华,韦朝海,吴超飞,等.吹脱法预处理焦化废水中氨氮的条件试验与工程应用[J].环境工程,2007,25(3):38240.L I Rui2hua,WEI Chao2hai,WU Chao2fei,et al.The con2 dition experiment and project application on pretreatmentcoking waste water by ammonia stripping[J].Environ2 mental Engineering,2007,25(3):38240.[8] 王文斌,董 有,刘士庭.吹脱法去除垃圾渗滤液中的氨氮研究[J].环境污染治理技术与设备,2004,5(6):51253.WAN G Wen2bin,DON G Y ou,L IU Shi2ting.Airstripping to remove ammonia nitrogen in landfillleachate[J].Techniques and Equipment for Environ2 mental Pollution Control,2004,5(6):51253.[9] 吴方同,苏秋霞,孟 了,等.吹脱法去除城市垃圾填埋场渗滤液中的氨氮[J].给水排水,2001,27(6):20224.WU Fang2tong,SU Qiu2xia,M EN G Le,et al.Airstripping to remove ammonia nitrogen in leachate ofurban ref use landfill yard[J].Water andWastewater,2001,27(6):20224.19。
人工湿地填料技术交底
人工湿地填料技术交底一、人工湿地填料的定义和作用人工湿地填料是人工湿地系统中的重要组成部分，它是指填充在湿地床体中的各种材料。
其主要作用包括：1、提供微生物附着生长的表面微生物在人工湿地中起着关键的净化作用，填料的粗糙表面和多孔结构为微生物的附着和生长提供了广阔的空间，形成丰富的生物膜，从而促进污染物的降解和转化。
2、过滤和截留污染物填料能够过滤和截留污水中的固体颗粒、悬浮物和部分有机物，减少后续处理单元的负荷。
3、吸附和离子交换一些填料具有吸附和离子交换的性能，可以吸附污水中的重金属离子、氮、磷等污染物，从而提高水质净化效果。
4、支撑植物生长为湿地植物提供稳定的扎根和支撑，保障植物的正常生长和发育。
二、常见的人工湿地填料类型1、砾石砾石是一种常见的填料，具有较大的粒径和较好的水力传导性能。
它价格相对较低，来源广泛，但吸附性能相对较弱。
2、沸石沸石具有独特的孔隙结构和离子交换性能，对氨氮等污染物有较好的去除效果。
3、陶粒陶粒是一种人造轻质骨料，孔隙率高，吸附性能较好，但其成本相对较高。
4、火山岩火山岩具有丰富的孔隙和粗糙的表面，有利于微生物附着，对有机物和氮、磷的去除有一定作用。
5、煤渣煤渣成本低廉，但需要经过适当处理以去除有害物质，其对一些污染物也有一定的吸附能力。
三、人工湿地填料的选择原则1、物理性质（1）粒径：一般来说，粒径较大的填料有利于水流通过，减少堵塞风险，但过小的粒径可能会导致孔隙过小，影响水力传导性能。
通常选择的粒径范围在 5 100mm 之间。
（2）孔隙率：孔隙率高的填料有利于微生物生长和氧气传递，提高处理效果。
（3）水力传导性能：良好的水力传导性能能够保证污水在湿地床体中的均匀分布和快速流动，避免积水和短流现象。
2、化学性质（1）稳定性：填料应在长期的运行过程中保持化学性质的稳定，不与污水中的物质发生化学反应而导致自身结构和性能的改变。
（2）吸附性能：具有一定的吸附能力，能够吸附和去除污水中的污染物。
硝化细菌浓度及滤料对养殖水中氨氮处理效果的影响
硝化细菌浓度及滤料对养殖水中氨氮处理效果的影响王际英;李宝山;李华东;陈玮;王世信;黄炳山;张利民【摘要】分别研究了不同硝化细菌浓度(0、20、60、120mL/l00L)和不同微生物滤料(珊瑚石、锅炉煤渣、牡蛎壳)对养殖水中氨氮处理效果的影响.结果显示,添加硝化细菌后,水体中的氨氮浓度呈现下降趋势,在8～12h出现极低值后,开始上升,但上升速度较慢；随着水体中硝化细茵添加量的增加,水体中的氨氮浓度下降速度加快；水体中亚硝酸氮浓度呈现先上升后下降的趋势,并在4～6h出现极高值,然后迅速下降,且硝化细菌添加量越高,下降速度越快.硝化细菌对以珊瑚石和锅炉煤渣为滤料的养殖水体中氨氮和亚硝酸氮的处理效果显著优于牡蛎壳,但珊瑚石和锅炉煤渣之间无显著差异.综合试验结果,应急水质处理时,硝化细菌菌剂的添加量以一次60mL/l00L(或以活菌计数为1.2×l09个/100L)、间隔24h添加1次为宜；经过脱硫筛选之后的锅炉煤渣可以作为循环水养殖用滤料.%The present research was conducted to research the effect of different nitrifying bacteria concentrate (0 mL/100 L,20 mL/100 L,60 mL/100 L,120 mL/100 L) and different microbial substratum (coral stone,boiler cinder,and oyster shell) on ammonia nitrogen removal.The results showed that ammonia nitrogen decreased after adding nitrifying bacteria,and reached the lowest after 8-12 hours,then the concentration of ammonia nitrogen increased slowly.The more nitrifying bacteria added,the faster ammonia nitrogen decreased.The concentration of nitrite nitrogen increased firstly,and got the highest after 4-6 hours,but then decreased rapidly.The more nitrifying bacteria added,the faster nitrite nitrogen decreased.Coral stone and boiler cinder were better than oyster shell as microbial substratum,but there was nosignificant difference between them.It can be concluded that adding 60 mL/100 L or 1.2×109/100 L nitrifying bacteria every 24 hours can control the water quality,and boiler cinder can be used as a high quality microbial substratum in Recycling Mariculture.【期刊名称】《渔业现代化》【年(卷),期】2012(039)003【总页数】6页(P7-12)【关键词】硝化细菌;氨氮;珊瑚石;锅炉煤渣;牡蛎壳;水产养殖【作者】王际英;李宝山;李华东;陈玮;王世信;黄炳山;张利民【作者单位】山东省海洋水产研究所,山东烟台264006;山东省海洋水产研究所,山东烟台264006;山东省海洋水产研究所,山东烟台264006;山东省海洋水产研究所,山东烟台264006;山东省海洋水产研究所,山东烟台264006;山东省海洋水产研究所,山东烟台264006;山东省海洋水产研究所,山东烟台264006【正文语种】中文【中图分类】S959氨氮是养殖水体中最主要的有害物质，尤其是在高投入、高产出的养殖系统中，由于大量投喂人工饵料，水体中含氮有机物大量积累;同时，由于放养密度大，生物代谢旺盛，排泄的氨氮数量增多。
去除氨氮的化学药剂
去除氨氮的化学药剂氨氮的去除工艺主要有折点加氯法、选择性离子交换法、氨吹脱法、以及化学沉淀法。
折点氯化法是将氯气或次氯酸钠通入废水中将废水中的NH3-N氧化成N2的化学脱氮工艺。
当氯气通入废水中达到某一点时水中游离氯含量较低，氨的浓度降为零。
当氯气通入量超过该点时，水中的游离氯就会增多。
因此该点称为折点，该状态下的氯化称为折点氯化。
处理氨氮污水所需的实际氯气量取决于温度、pH 值及氨氮浓度。
氧化每克氨氮需要9～10mg氯气。
pH值在6～7时为较佳反应区间，接触时间为0.5～2小时。
折点加氯法处理后的出水在排放前一般需要用活性碳或二氧化硫进行反氯化，以去除水中残留的氯。
1mg残留氯大约需要0.9～1.0mg的二氧化硫。
在反氯化时会产生氢离子，但由此引起的pH值下降一般可以忽略，因此去除1mg残留氯只消耗2mg左右（以CaCO3计）。
折点氯化法突出的优点是可通过正确控制加氯量和对流量进行均化，使废水中全部氨氮降为零，同时使废水达到消毒的目的。
对于氨氮浓度低（小于50mg/L）的废水来说，用这种方法较为经济。
为了克服单独采用折点加氯法处理氨氮废水需要大量加氯的缺点，常将此法与生物硝化连用，先硝化再除微量残留氨氮。
氯化法的处理率达90～100，处理效果稳定，不受水温影响，在寒冷地区此法特别有吸引力。
投资较少，但运行费用高，副产物氯胺和氯化有机物会造成二次污染，氯化法只适用于处理低浓度氨氮废水。
离子交换是指在固体颗粒和液体的界面上发生的离子交换过程。
离子交换法选用对NH4+离子有很强选择性的沸石作为交换树脂，从而达到去除氨氮的目的。
该工艺需要对树脂进行再生，再生液为高浓度氨氮，需要进一步处理。
空气吹脱法是将废水与气体接触，将氨氮从液相转移到气相的方法。
该方法适宜用于高浓度氨氮废水的处理。
吹脱是使水作为不连续相与空气接触，利用水中组分的实际浓度与平衡浓度之间的差异，使氨氮转移至气相而去除废水中的氨氮通常以铵离子（NH4+）和游离氨（NH3）的状态保持平衡而存在。
水中氨氮的去除方法
水中氨氮的去除方法废水中的氮常以合氮有机物、氨、硝酸盐及亚硝酸盐等形式存在。
生物处理把大多数有机氮转化为氨，然后可进一步转化为硝酸盐。
水中氨氮的去除方法有多种，但目前常见的除氮工艺有生物硝化与反硝化、沸石选择性交换吸附、空气吹脱及折点氯化等。
下面我们详细介绍一下这几种水中氨氮的去除方法：一、生物硝化与反硝化(生物陈氮法)(一) 生物硝化在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。
生物硝化的反应过程为：由上式可知：(1)在硝化过程中，1g氨氮转化为硝酸盐氮时需氧4.57g；(2)硝化过程中释放出H+，将消耗废水中的碱度，每氧化lg 氨氮，将消耗碱度(以CaCO3计) 7.lg。
影响硝化过程的主要因素有：(1)pH值当pH值为8.0～8.4时(20℃)，硝化作用速度最快。
由于硝化过程中pH将下降，当废水碱度不足时，即需投加石灰，维持pH值在7.5以上；(2)温度温度高时，硝化速度快。
亚硝酸盐菌的最适宜水温为35℃，在15℃以下其活性急剧降低，故水温以不低于15℃为宜；(3)污泥停留时间硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为＝0.3～0.5d-1(温度20℃，pH8.0～8.4)。
为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间必须大于硝化菌的最小世代时间。
在实际运行中，一般应取＞2 ,或＞2 ；(4)溶解氧氧是生物硝化作用中的电子受体，其浓度太低将不利于硝化反应的进行。
一般，在活性污泥法曝气池中进行硝化，溶解氧应保持在2～3mg/L以上；(5)BOD负荷硝化菌是一类自养型菌，而BOD氧化菌是异养型菌。
若BOD5负荷过高，会使生长速率较高的异养型菌迅速繁殖，从而佼白养型的硝化菌得不到优势，结果降低了硝化速率。
所以为要充分进行硝化，BOD5负荷应维持在0.3kg(BOD5)/kg(SS).d以下。
(二) 生物反硝化在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将NO2--N和NO3--N还原成N2的过程，称为反硝化。
硝化细菌浓度及滤料对养殖水中氨氮处理效果的影响
ห้องสมุดไป่ตู้
比表 面积 。已有 的研 究 表 明 ， 炉 煤渣 能 降低 污 锅
水 中磷 的含量 Ｊ且 以粉煤 灰 为 原 料 可 制 出优 良 ， 的曝气生 物滤 池 填 料 。 目前 ， 渣 的 价格 不 足 煤
长 。生 产 中经 常 使 用换 水 、 氧 、 增 添加 吸 附剂 、 化
于放 养 密度大 ， 物代 谢旺盛 ， 泄 的氨氮数 量增 生 排 多 。水体 中高 含量 的氨 氮会使 鱼类 红 细胞 数量及 血 红 蛋 白数 量 减 少 ， 成 鱼类 慢 性 中毒 ， 制 生 造 抑
此外 ， 硝化 细 菌要 起 作 用 ， 须要 有 一定 的滤 料 ， 必 好 的滤料 有较 大 的 比表 面积 ， 孔 较多 。 目前 ， 微 常 用 的滤 料 有 珊瑚 石 、 化棉 、 生 陶瓷 环 等 ， 是 由于 但 这些 材料 价格 都 比较 高 ， 制 了其 在循 环水 养 殖 限
细 菌添加量越 高， 下降速 度越 快。硝化 细菌对以珊瑚石和锅 炉煤 渣为滤料 的养殖水体 中氨氮和 亚硝 酸 氮的
处 理 效 果 显 著 优 于牡 蛎 壳 ， 珊瑚 石 和 锅 炉 煤 渣 之 间无 显 著 差 异 。综 合 试 验 结 果 ， 急 水 质 处 理 时 ， 化 细 但 应 硝
菌 菌剂 的添 加 量 以一 次 ６ ／ Ｏ （ 以 活 菌 计 数 为 １２×１ 个／０ ） 间 隔 ２ ０ｍＬ ｌ０Ｌ 或 ． ０ １０Ｌ 、 ４ｈ添加 １次为 宜 ； 经过 脱
硫 筛选之后 的锅炉煤渣 可以作 为循环水养 殖用滤料 。 关键词 ： 硝化 细菌 ； 氮； 氨 珊瑚 石 ； 锅炉煤渣 ； 牡蛎 壳 ； 水产养 殖
污水处理工艺MBBR的详细资料
污水处理工艺MBBR的详细资料环保水处理作者｜轮虫MBBR是水处理领域的热门工艺，对于从事水处理的工程人员，不可不知、不可不懂。
涂山环保针对MBBR工艺展开，内容干货、全面，主要包含以下八个部分内容：一、MBBR工艺的原理二、MBBR工艺的特点三、MBBR工艺的适用范围四、MBBR工艺在市政污水处理中的优势五、MBBR工艺的影响因素控制和过程控制六、MBBR填料的判别指标七、MBBR工艺在工程应用中的常见问题八、MBBR、MBR、FBR的区别一、MBBR工艺的原理00:5700:54二、MBBR工艺的特点MBBR工艺的优点：1、填料多为聚乙烯、聚丙烯及其改性材料、聚氨酯泡沫体等制成的，比重接近于水，以圆柱状和球状为主，易于挂膜，不结团、不堵塞、脱膜容易。
2、因填料、水都是运动的，故气、水、固相之间的传质较好，填料上生物膜的活性较高，提高了系统的有机负荷和效率，出水水质稳定。
3、MBBR的应用比较灵活，反应器形状多种多样，结构紧凑，占地面积小，在相同负荷条件下只需普通氧化池20%的容积。
4、水头损失小，能耗低，运行简单，操作管理方便。
5、微生物附着在载体上随水流流动所以不需要污泥回流或循环反冲洗。
6、生物膜自然脱落，不会引起堵塞。
MBBR工艺的缺点：1、反应器中的填料依靠曝气和水流的提升作用处于流化状态，在实际工程中，容易出现局部填料堆积的现象。
为了避免填料堆积现象，需改进曝气管路的布置以及反应器的结构。
反应器的结构在很大程度上决定了它的水力特性。
实际工程中，当单个反应器的长深比为0.5左右且长度不大于3m 时有利于填料完全移动。
在实际工程设计时应通过大量试验来优化反应器的构造和水力特性，降低能耗，进一步提高MBBR的经济效益。
2、反应器出水往往设置栅板或格网以避免填料流失，但容易造成堵塞。
在实际工程中，可以设置活动栅板，定期进行人工清理，也可设置空气反吹装置以防止堵塞。
3、高微生物量需要足够的曝气量，因此运营能耗也更高。
人工湿地填料的种类及选择
岩、沸石和人工材料如矿渣、炉渣、 粗糙度，良好的生物和化学稳定性；
陶粒等；加工和筛选的碎砖瓦、混凝
土块等材料
砾石、碎石、石英砂、石灰石、火山 具有一定机械强度、比表面积较大、稳定
岩、沸石、矿渣、炉渣、陶粒、塑料 性良好、并具有合适的孔隙率及表面粗糙
等天然材料和人工材料
度的充物
石灰石、砾石、沸石、卵石、陶粒 选用多孔、表面积较大、Ca/Fe含量高
含水率过低，不利于微生物的附着；相对较高的含水率，会是填料处于饱水状态， 营造厌 氧环境，有利于填料脱氮过程的反硝化作用，但过高的含水可能会影响填料的结构，减低
其使用寿命。
不均匀系数
分层铺设的填料，每层填料要求均匀，颗粒间差别小，不均匀系数太大会减小孔隙度、 减 少含污能力、 影响进水渗透率、 空气流通、容易形成表面流或短流。
达到DB64/T700-2011中规定的一级排放标
准的人工湿地基质中钙、铁、铝、镁含量
砾石、粗砂
均不能低于20%，保证较高氮、磷去除率；
潜流型人工湿地基质的孔隙率宜控制在
35%～40%
河沙、石英砂、砾石、卵石、石灰石、具有一定的机械强度、空隙率、表面粗糙
沸石、蛭石、页岩、花岗岩、陶粒、 度、尽可能大的表面积，以及良好的生物、
孔隙率 化学成分
微生物在填料上的最佳生长环境为孔径为1-3mm的微孔，较高的孔隙率也有利于微生物的 生长，以及生物代谢过程中氧气和营养物质的传质过程， 使用空隙率较高的填料能有效提
高湿地去污能力
填料的化学成分稳定性要良好，不能对水质造成二次污染，填料中钙、镁、铝等成分能与 磷发生反应生成沉淀，提高去除效果。
（2）陶粒
• 陶粒多由黏土或页岩成型经高温处理所得，表面粗糙， 内部多孔，有较大的比表面积，有利于生物的附着生长 制陶粒的原材料范围不断扩大，粉煤灰、底泥、污泥、 高炉渣、垃圾等各种固体废弃物用于烧制陶粒作为湿地 填料，富含钙、铁、铝等元素；能与污水中的磷酸盐形 成不溶性沉底，有利于氮磷的去除；
氨氮与磷在三种人工湿地填料上的吸附动力学
氨氮与磷在三种人工湿地填料上的吸附动力学莫文锐;黄建洪;田森林;武炳君;易皓【摘要】利用吸附动力学实验研究了浮石、陶结和陶粒对氨氮和磷的吸附动力学特征.结果表明:浮石对氨氮与磷的吸附容量明显比陶结和陶粒的大.人工湿地填料浮石和陶粒对氨氮与磷,以及陶结对氨氮的等温吸附动力学特征均可以用准一级、准二级和Bangham模型加以描述.其中浮石对氨氮和磷以及陶结对氨氮的吸附以化学吸附反应控制为主,而陶粒对磷的吸附过程则以扩散反应控制为主.三种填料对氨氮和磷的吸附均以表面吸附为主.%The adsorption characteristics of ammonium nitrogen (NH4+-N) and phosphorus (P) on artificial wetland fillers pumice, lightweight ceramic pellet, and haydite were studied based on adsorption kinetics experiment. Results show that pumice has much higher adsorption capacity to NH+4-N and P than lightweight ceramic pellet and haydite. Pseudo first order model, pseudo second order model and Bangham formula can be used to describe the absorption kinetics of NH4+-N and P on the three kinds of artificial wetland filers. Particularly, the adsorption of NH4+-N and P by pumice and the adsorption of NH4+-N by lightweight ceramic pellet are dominated by chemical adsorption, yet the adsorption of P by haydite is controlled by diffusion effect. Moreover, the adsorption of NH4+-N and P on the three kinds of artificial wetland fillers is all dominated by surface adsorption.【期刊名称】《化学研究》【年(卷),期】2012(023)001【总页数】3页(P21-23)【关键词】湿地;填料;氨氮;磷;吸附;动力学【作者】莫文锐;黄建洪;田森林;武炳君;易皓【作者单位】昆明理工大学环境科学与工程学院,云南昆明650500;环境保护部华南环境科学研究所,广东广州510655;昆明理工大学环境科学与工程学院,云南昆明650500;环境保护部华南环境科学研究所,广东广州510655;昆明理工大学环境科学与工程学院,云南昆明650500;兰州交通大学环境与市政工程学院,甘肃兰州730070;环境保护部华南环境科学研究所,广东广州510655【正文语种】中文【中图分类】X703氨氮与磷皆为造成水体富营养化的主要污染物[1－2].填料是人工湿地这种污水处理系统的重要组分，其吸附作用可大幅提高湿地处理效果.大规模处理污水的人工湿地出于实际应用的经济性考虑，一般都不采用改性材料作为填料，而充分利用当地自然资源，选择合适的填料[3－5]，对人工湿地低耗而有效地去除污水中营养物质具有现实意义.目前鲜见关于天然浮石和陶结作为湿地填料并吸附污水中氨氮与磷的相关研究，作者选择了云南当地廉价易得的天然浮石、陶结与陶粒这三种多孔矿物质类吸附材料作为研究对象，研究其对氨氮与磷的吸附动力学特征，以期为湿地填料的选择及工业化应用提供理论依据.天然浮石取自云南腾冲火山石加工石厂，陶结与陶粒则取自云南环保陶粒厂，均经破碎过筛而得到粒径为8～12μm的实验填料颗粒，颗粒在阳光下晾晒一天后装瓶备用.SEM－EDS分析得到供试填料的表面主要元素的质量分数如表1所示.将500mL一定浓度的自配水样置于1 000mL具塞锥形瓶（也可是容量瓶或烧杯）中，加入一定粒径的填料25g，在25℃下以200r·min－1的转速分别振荡10、20、40、60、80、100、120、140、160、180min后用注射器抽取一定体积水样并通过滤膜过滤后测定其污染物含量并据此计算不同吸附时间的填料对污染物的吸附量.吸附量的计算如式（1）所示：式中，qt为t时的吸附量（mg·kg－1）；ρ0与ρt分别为初始及t时溶液中污染物的质量浓度（mg·L－1）；V 是溶液体积（L）；m为填料质量（kg）.氨氮与磷分别用纳氏试剂法（GB 7479－1987）和钼酸铵分光光度法（GB 11893－1989）测定.图1是填料吸附量qt随时间t变化的曲线.图1显示，浮石对氨氮与磷的吸附容量明显大于陶结和陶粒.浮石和陶粒对氨氮与磷以及陶结对氨氮的吸附量在吸附初期会随时间快速上升，到了后期吸附速率会放缓，直至缓慢达到吸附平衡，达到平衡所需时间均不超过160min.而陶结对磷则由初期25min内的少量吸附到50min后出现解吸量大于吸附量的现象，表明其总体上会向水体释磷而无吸附效果，故不再探讨其吸磷动力学特征.污染物的等温吸附动力学特征可用准一级模型、准二级模型和Bangham公式描述，还可根据拟合出的动力学方程估算某时刻的吸附量和达到平衡吸附量所需的时间.准一级吸附动力学模型为：准二级吸附动力学模型为：Bangham吸附速度公式为：式中：qt和qe分别为t时刻和平衡时的吸附量（mg·kg－1）；t为吸附时间（min）；k1与k2分别为准一级和准二级吸附速率常数；n和k皆为Bangham 公式的常数.用式（2）～（4）这三种吸附动力学模型对氨氮的吸附动力学过程进行拟合，结果见表2.由表2可知，这三种模型均能较好地描述人工湿地填料对氨氮的等温吸附动力学特征，R2都达到了0.9以上.准二级动力学方程对浮石和陶结吸附氨氮的拟合较准一级动力学方程要稍好些，说明化学吸附机制对浮石和陶结吸附氨氮过程的控制要稍强于扩散机制的控制.而陶粒对氨氮的吸附过程则用准一级模型拟合得更好些，说明吸附过程以扩散机制控制为主.Bangham吸附速度公式能较好地描述三种填料对氨氮的等温吸附动力学特征，说明三种填料对氨氮的吸附以表面吸附为主[6]. 用式（2）～（4）这三种吸附动力学模型对磷的吸附动力学过程进行拟合，结果见表3.由表3可知，这三种模型均能较好地描述浮石和陶粒对磷的等温吸附动力学特征，R2都达到了0.97以上.准二级动力学方程对浮石吸附磷的拟合要好于准一级动力学方程，说明化学吸附机制对浮石吸附磷过程的控制要强于扩散机制的控制.而陶粒对磷的吸附过程则用准一级模型拟合得稍好些，说明吸附过程受扩散机制控制要稍强于受化学吸附机制控制.Bangham吸附速度公式能较好地描述浮石和陶粒对磷的等温吸附动力学特征，说明这两种填料对磷的吸附以表面吸附为主.1）浮石对氨氮与磷的吸附容量明显大于陶结和陶粒.浮石与陶粒对氨氮与磷以及陶结对氨氮的吸附在初期吸附速率较快，后期则放缓，最后均在160min内缓慢达到吸附平衡.2）准一级、准二级和Bangham模型均能较好地描述人工湿地填料浮石与陶粒对氨氮与磷、陶结对氨氮的等温吸附动力学特征.浮石吸附氨氮和磷及陶结吸附氨氮的过程均以受化学吸附机制控制为主，而陶粒吸附磷的过程以受扩散机制控制为主.三种填料对氨氮以及浮石和陶粒对磷的吸附均以表面吸附为主.【相关文献】[1]肖辉煌，张盼月，曾光明，等.沸石用于去除废水中的氨氮[J].环境保护科学，2007，33（2）：7－10.[2]刘波，陈玉成，王莉玮，等.4种人工湿地填料对磷的吸附特性分析[J].环境工程学报，2010，4（1）：44－48.[3]XU De Fu，XU Jian Ming，WU Jian Jun，et al.Studies on the phosphorus sorption capacity of substrates used in constructed wetland systems[J].Chemosphere，2006，63（2）：344－352.[4]BUBBA M D，ARIAS C A，BRIX H.Phosphorus adsorption maximum of sands for use as media in subsurface flow constructed reed beds as measured by the Langmuir isotherm[J].Water Research，2003，37（14）：3390－3400.[5]袁东海，景丽洁，高士祥，等.几种人工湿地基质净化磷素污染性能的分析[J].环境科学，2005，26（1）：51－55.[6]王宪，钱爱红，邱海源，等.固定化海藻对金属离子吸附效果的研究[J].海洋学报，2005，27（5）：126－130.。
浅谈铁碳微电解法预处理猪场沼液中氨氮的研究论文
浅谈铁碳微电解法预处理猪场沼液中氨氮的研究论文0 引言铁碳微电解法是一种主要利用电化学腐蚀原理及一系列协同作用去除污染物的技术，其原理主要利用具有不同电极电位的金属在污染废水中形成无数微小的腐蚀原电池，使废水中的电解质污染物通过氧化还原反应以及吸附、絮凝、沉淀等作用去除污染物。
该技术近年来逐渐被引入到处理印染、制药、造纸、焦化等高浓度有机废水的预处理当中。
猪场沼液即规模养猪场污水经厌氧消化预处理后得到的废液，属于高浓度有机废水，国内外对沼液的处理工艺进行了大量的研究，其处理方法可归纳为: 资源性利用技术，自然生态净化技术，工业化处理技术，这些技术普遍存在占地广、耗时长和投资大等缺点。
近年来，引入铁碳微电解法处理难降解厌氧沼液的研究较少，其对沼液的氨氮去除效果和影响因素及运行参数都有待完善。
本研究采用铁碳微电解法预处理猪场沼液，探究进气方式、温度等因素对沼液中氨氮处理效果的影响，并分析探求最佳组合工艺，对工程实践具有一定的指导作用。
1 材料与方法1. 1 实验材料与仪器活性炭粉( 活性炭粉磨细后过80 目筛) 、铁粉( 成都金山化学试剂有限公司，分析纯) 、经过预处理的活性炭颗粒( 重庆茂业化学试剂有限公司，分析纯) 、经过预处理的活性炭颗粒( 重庆茂业化学试剂有限公司，分析纯) 、预处理后的铁屑( 成都理工大学金工实习基地的金属废料) 、猪场沼液( 成都周边某规模化养猪场沼气池的出水) 。
实验装置为自制，如图1 所示，数据分析采用Origin8.0 软件。
1. 2 实验方法1. 2. 1 预备实验将沼液取回实验室后，对经过纱布过滤后的沼液样品进行水质分析。
根据前期进行的等温吸附实验结果，将铁粉、活性炭粉、铁屑和活性炭颗粒在猪场沼液中分开浸泡24 h，使其达到吸附饱和，以消除微电解反应中铁和炭吸附作用的影响。
1. 2. 2 单因素实验本实验在铁碳微电解反应器中进行，考察进气方式等6 种单因素对铁碳混合材料对猪场沼液中氨氮去除效果的影响。
水体硝态氮的测定方法
水体硝态氮的测定方法1、氮元素的关系进入水体中的氮主要有无机氮和有机氮之分。
无机氮包括氨态氮（简称氨氮）和硝态氮。
氨氮包括游离氨态氮NH3-N和铵盐态氮NH4+-N；硝态氮包括硝酸盐氮NO3--N和亚硝酸盐氮NO2--N；有机氮主要有尿素、氨基酸、蛋白质、核酸、尿酸、脂肪胺、有机碱、氨基糖等含氮有机物；可溶性有机氮主要以尿素和蛋白质形式存在，它可以通过氨化等作用转换为氨氮；凯氏氮包括有机氮与氨氮，不包括硝态氮。
2、各类氮的成分分析目前，国标针对水质中氮的分析主要分总氮、氨氮、硝态氮、凯氏氮4个方面。
1、总氮总氮是指可溶性及悬浮颗粒中的含氮量（通常测定硝酸盐氮、亚硝酸盐氮、无机铵盐、溶解态氨几大部分有机含氮化合物中氮的总和）。
可溶性总氮是指水中可溶性及含可过滤性固体（小于0.45µm颗粒物）的含氮量。
总氮是衡量水质的重要指标之一。
总氮的测定方法，一是采用分别测定有机氮和无机氮化合物（氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮）后加和的办法。
二是以过硫酸钾氧化，使有机氮和无机氮转变为硝酸盐后，通过离子选择电极法对溶液中的硝酸根离子进行测量，也可以用紫外法或还原为亚硝酸盐后，用偶氮比色法，以及离子色谱法进行测定。
2、凯氏氮凯氏氮是以凯氏法测得的的含氮量。
它包括氨氮和在此条件下能被转化为铵盐而测定的有机氮化合物。
此类有机氮主要指蛋白质、胨、氨基酸、核酸、尿素以及大量合成的，氮为负三价的有机氮化合物。
不包括叠氮化合物、联氮、偶氮、腙、硝酸盐、腈、硝基、亚硝基、肟和半卡巴腙类含氮化合物。
由于水中一般存在的有机化合物多为前者，因此，在测定凯氏氮和氨氮后，其差值即称之为有机氮。
测定原理是加入硫酸加热消解，使有机物中的胺基以及游离氨和铵盐均转变为硫酸氢铵，消解后的液体，使呈碱性蒸馏出氨，吸收于硼酸溶液，然后以滴定法或光度法测定氨含量。
测定凯氏氮或有机氮，主要是为了了解水体受污染状况，尤其在评价湖泊和水库的富营养化时，是个有意义的指标。
人工湿地填料的种类及选择
03人工湿地填料的选择与配置
人工湿地填料的选择应该遵循材料的廉价易得经济性，处理效果高效，安全无毒等原则；在进行人工湿地的设计时，对于不同 的类型的人工湿地，填料的选择应首先筛选对主要污染物去除能力较强的当地材料。这样不仅能提高湿地的净化能力，尽量避免破环 原有生态系统平衡，同时还能较少成本投入；。
发挥的作用： • 基质为微生物的生长提供稳定的依附表面,同时也为水生植物提供了
载体和营养物质； • 基质通过一些物理的和化学的途径如吸收、吸附、过滤、离子交换、
络合反应等来净化除去污水中氮、磷等营养物质； • 微生物在生长繁殖过程中直接吸收利用有机物和无机营养盐； • 好氧、兼氧和厌氧细菌降解去除有机物，硝化/反硝化细菌通过硝
02人工湿地填料的种类
（5）粉煤灰
• 粉煤灰中含有的Al2O3、CaO等活性组分，能与氟形成络 合物或产生对氟有絮凝作用的胶体离子。粉煤灰具有耐 磨损、生物附着力强、挂膜能力良好、水流流态好等优 点。粉煤灰对生活污水中的COD，TN，NH4+-N有较好 的去除效果，对NO3--N去除效果一般。（6）沸石污染来自类型 SS、有机物重金属
氮
针对不同污染物去除的填料选择
主要去除机理
可选用填料
注意与改进
填料的拦截，沉降作用，填料表面 生物膜的吸附和降解
填料的吸附、反应沉淀，填料表面 微生物代谢， 植物的吸收
填料的吸附，填料表面附着微生物 的硝化和反硝化作用
泥炭、土壤、灰 渣、陶粒
沸石、膨胀土、 粉煤灰、陶粒
（2）填料除磷机制与影响因素
除磷机制： • 物理去除主要指填料对磷的吸附，过滤拦截而沉淀的过程-化学
除磷指填料成分与磷发生化学反应，生产沉淀去除；被认为是 湿地除磷的主要机理。 • 通过表面附着的微生物进行硝化反硝化进行除磷；。 影响因素 • 填料的类型、氧化还原电位、填料的pH、 填料本身化学特性等； • 国内外研究均发现，填料中含有大量钙、铁、铝离子对磷的去 除能力较强； • pH为中性的情况下，引起磷吸附沉淀的主要元素是铁和铝；当 pH较高时，引起磷沉淀主要元素是钙；。
人工湿地填料的种类
人工湿地填料的种类人工湿地填料主要分为三大类：天然材料、工业副产品和人造产品。
传统的天然材料包括土壤、泥炭、粗砂和砾石，但研究表明沸石、蛭石和石灰石等填料的处理污水能力要远远好于传统天然填料。
工业副产品主要有灰渣、高炉渣、粉煤灰、钢渣和细砖屑等。
人造产品主要包括陶粒、陶瓷滤料和塑料等。
随着研究的不断深入，各种新型填料不断应用于人工湿地。
本章节将介绍几种常用填料的性能研究进展，并列出了人工湿地相关标准中推荐的填料类型及要求（见表2.1）。
表2.1中列出了各个标准中推荐的填料种类及要求。
这些标准包括XXX规范、XXX规范、北京规范、天津规程、上海规程、浙江规范、山东指南、云南规范、宁夏规范和江苏规程。
这些标准中推荐的填料种类包括石灰石、火山岩、沸石、页岩、陶粒、矿渣、炉渣、粗砂、石英砂、石、高炉渣、碎石、石灰石、卵石和塑料等。
这些填料具有一定的机械强度、较大的孔隙率、比表面积和稳定性，并且取材方便、价格低廉。
人工湿地的基质中钙、铁、铝、镁含量均不能低于20%，以保证较高的氮、磷去除率；潜流型人工湿地基质的孔隙率宜控制在35%～40%。
填料安装后，湿地的孔隙率不宜低于0.3.因此，在选择填料时，应结合其特点充分发挥其作用。
总之，不同种类的填料性能各有差异，需要根据具体情况进行选择和应用。
填料的选择在人工湿地的设计中非常重要。
常用的填料包括河沙、石英砂、砾石、卵石、石灰等，这些填料具有一定的机械强度、空隙率、表面粗糙度和尽可能大的表面积，以及良好的生物、化学和热力学稳定性。
同时，陶粒、矿渣、无烟煤和草炭等也被广泛使用，可以采用沙石的搭配。
在使用填料之前，应该预先清洗干净，并按照设计确定的级配要求充填。
火山岩是一种形状不规则的颗粒，颜色为红黑褐色，表面粗糙，具有多微孔和平均孔隙率在40%左右的特点。
这种填料具有比表面积大、生物化学稳定性好的特点，适合微生物在其表面生长和繁殖，能够保持较多的微生物量。
一般人工湿地填料选取的火山岩粒径范围为5-50 mm。
氨氮废水的处理方法
氨氮废水的处理方法氨氮是水污染因素中重要的污染物,主要来自城镇生活污水、各种工业废水及化学肥料和农家肥料等。
水体中氮含量超标,不仅使水环境质量恶化,引起富营养化,还对人类以及动植物有严重危害。
我国从20 世纪80 年代开始废水处理过程中脱氮的研究,但目前大多数污水处理厂仍未考虑脱氮的问题。
因此对废水中氮的去除,特别是氨氮的去除需要引起高度的重视。
本文介绍几种氨氮废水处理方法。
1 氨氮废水处理的主要方法1. 1 吹脱法氨吹脱工艺是将水的pH 值提到10. 5 11. 5 的范围,在吹脱塔中反复形成水滴,通过塔内大量空气循环,气水接触,使氨气逸出。
这种方法广泛用于处理中高浓度的氨氮废水,常需加石灰,经吹脱可以回收氨气。
夏素兰从相平衡与气液传质速率两方面分析了氨氮吹脱工艺的影响因素,认为调节pH 值是改变吹脱体系化学平衡的重要手段,喷淋密度和气液比都是重要影响因素。
胡继峰等认为去除率要达到90 %以上,pH 值必须大于12 且温度高于90 ℃。
胡允良等实验室研究确定氨氮质量浓度为7. 2 7. 5 g/L 废水的最佳吹脱条件为:pH 值为11 ,温度为40 ℃,吹脱时间2 h ,出水中氨氮的质量浓度为307. 4 mg/L。
黄骏等采用吹脱法处理三氧化二钒生产的高浓度氨氮废水,在实验室试验的基础上进行工业试验,出水达标排放。
吹脱法主要用于处理高浓度的氨氮废水,其优点是设备简单,可以回收氨,但也存在许多缺点,主要有: ①环境温度影响大,低于0 ℃时,氨吹脱塔实际上无法工作; ②吹脱效率有限,其出水需进一步处理; ③吹脱前需要加碱把废水的pH值调整到11 以上,吹脱后又须加酸把pH 值调整到9 以下,所以药剂消耗大; ④工业上一般用石灰调整pH 值,很容易在水中形成碳酸钙垢而在填料上沉积,可使塔板完全堵塞;⑤吹脱时所需空气量较大,因此动力消耗大,运行成本高。
1. 2 化学沉淀(MAP) 法在一定的pH 条件下,水中的Mg2 + 、HPO43 - 和NH4+ 可以生成磷酸铵镁沉淀,而使铵离子从水中分离出来。
不同填料在高氨氮废水处理中的应用
不同填料在高氨氮废水处理中的应用1.引言随着城市化水平的提高以及工业化进程的加快，垃圾渗滤液、味精废水、污泥消化液、焦化废水等高氨氮废水的产生量越来越大，造成水环境的污染，并给人们的生活带来了极大影响，因此亟待采取高效经济的脱氮方法来处理高氨氮废水。
厌氧氨氧化（ANAMMOX）工艺是由厌氧氨氧化菌在厌氧条件下，以氨氮（NH4+-N）作为电子供体、亚硝态氮NO2--N）作为电子受体，利用无机碳源将NH4+-N和NO2--N转化生成N2的过程。
与传统的异养型生物脱氮过程相比，厌氧氨氧化工艺具有节约能耗、不需要外加碳源且污泥产量少等优点，有望成为新一代高氨氮废水主流处理技术的核心。
但是，厌氧氨氧化菌为特殊的自养菌群体，生长速率极慢，倍增时间长达11d以上（一般异养菌只需几十分钟到几个小时），而且容易随出水流失，厌氧氨氧化菌难以富集培养，反应器系统中厌氧氨氧化菌的生物量存在严重不足。
这个问题可通过添加填料来较为有效地解决。
填料为厌氧氨氧化菌提供了附着和繁衍的场所，有利于厌氧氨氧化菌的生长繁殖，减少菌体的流失，延长厌氧氨氧化菌在系统内的停留时间，可以有效促使厌氧氨氧化菌的富集，进而加快厌氧氨氧化反应器的启动。
填料的结构、材质、密度对厌氧氨氧化菌的挂膜起着至关重要的作用，开发新型填料将会成为研究的热点。
本文概括了厌氧氨氧化工艺处理高氨氮废水过程中不同类型填料的研究现状，以期为厌氧氨氧化工艺的快速启动和广泛应用提供有价值的参考。
2.不同类型填料在厌氧氨氧化工艺中处理高氨氮废水的应用2.1.活性炭填料活性炭是一种硬性填料，具有良好的吸附性能微生物能够在其表面及内部孔道进行生长繁殖，这有利于提高反应器内的生物量，同时能够促进污泥颗粒化。
除此之外，活性炭对NO2--N等有害物质具有屏蔽作用，有害物质浓度沿孔道深度逐渐减少，微生物直接与高浓度有害物质接触的部分很小，因而有利于反应过程的稳定，且提高了在恶劣环境下厌氧氨氧化菌的生存机会。
聚合氯化铝改性硅藻土处理氨氮污水
聚合氯化铝改性硅藻土处理氨氮污水戈云森赵艳摘要氨氮废水是水体富营养化和环境污染的一种重要污染物质。
目前尚无高效、经济的去除方法。
常规的生化方法去除氨氮效率低、周期长、成本高。
本实验通过选用无机絮凝剂（聚合氯化铝）对硅藻土进行改性，用改性后的硅藻土处理氨氮废水。
结果表明改性土的用量、溶液的温度、PH、吸附时间是主要影响因素。
研究结果表明，以氯化铝改性的硅藻土，投加量为2.5g/100ml，PH值为4，反应温度为40℃，震荡吸附时间30min时处理效果最好能达到79.02%。
所以在适宜条件下，改性硅藻土对氨氮废水的处理具有很好的效果。
关键词改性；硅藻土；处理；氨氮废水氨氮废水是水体富营养化和环境污染的一种重要污染物质，氨氮浓度过高会抑制自然硝化,降低水体自净能力, 使生化处理受到限制, 造成水体富营养化等问题。
吸附法是目前处理印染废水的一种重要方法，杨金辉等[1]以煤渣灰作为吸附剂，研究了煤渣对水中氨氮的吸附效果。
结果表明：煤渣粒径为>10-15mm，吸附时间为13h，煤渣投入量为50mg/l。
在进水氨氮质量浓度为5mg/l时，煤渣对氨氮的去除率为8.3%。
孙鸿等[2]以沸石和活性炭作为吸附剂，对氨氮废水的处理研究表明：13X 沸石在pH 值为中性，吸附时间为40 min 时对氨氮的去除率最大，达87.9%。
且在相同实验条件下,先投放活性炭再投放沸石去除氨氮的效果较好,比先投放沸石然后投放活性炭的效果高出25%左右。
冯喆文[3]同样对粉末活性炭和粉末沸石处理氨氮废水做了研究，实验表明：在相同实验条件下, 先投放活性炭后投放沸石去处氨氮的效果最好, 去除效率可达70%~ 75%, 比先投放沸石后活性炭的效果高出25%左右。
本文以安徽科技学院师琴湖的水样作为研究水样，对改性硅藻土对氨氮吸收效果的研究，主要包括吸附剂的最佳投加量，反应液的温度、PH、震荡吸附时间等，通过实验确定改性硅藻土吸附氨氮的最佳因素。