铵盐和硝酸盐对煤制气废水生化处理影响及去除技术

废水脱氮处理技术概况

氨氮和硝酸盐对煤制气废水生化处理影响及去除技术

摘要：本文综述了

来源（加药等）、

去除技术：控制或减少来源（减少硝酸盐药使用，防止带入）、控制总氮量；后续回水中的氨氮、硝态氮对生化影响

目录

1 来源、危害及对生化处理的影响 (1)

1.1 来源 (1)

1.1.1一般废水中氨氮来源 (1)

1.1.2煤制气项目含氨氮废水来源 (1)

1.2 危害 (1)

1.3 对生化处理的影响 (2)

1.3.1氨氮影响 (2)

1.3.2硝酸盐影响 (2)

2 废水脱氮技术 (2)

2.1 生物脱氮 (2)

2.1.1 硝化-反硝化工艺 (2)

2.1.2 同步硝化-反硝化工艺 (4)

2.1.3 短程硝化-反硝化工艺 (4)

2.1.4 厌氧氨氧化工艺 (5)

2.1.5 好氧反硝化工艺 (6)

2.1.6 藻类养殖除氮工艺 (8)

2.2 物化法脱氮 (8)

2.2.1 吹脱法 (8)

2.2.2 选择性离子交换法 (9)

2.2.3 膜分离技术 (9)

2.2.4 MAP沉淀法 (10)

2.2.5 化学脱氮法 (11)

2.3 物化-生化联合法脱氮 (12)

3 煤气化废水脱氮 (12)

4 小结及建议 (13)

1 来源、危害及对生化处理的影响

1.1 来源

1.1.1一般废水中氨氮来源

废水中的氨氮主要来源有两种，一种是在氮素循环中，废水中的有机氮化合物可经过氨化微生物的分解释放出氨；另一种由N2经氮微生物的固氮作用产生。一般废水中，氮元素以有机态氮（氨基酸、胺类、氰化物、硝基化合物等）、铵态氮、硝酸态氮和亚硝酸态氮形式存在。

1.1.2煤制气项目含氨氮废水来源

煤制气项目含氨氮废水来源主要包括碎煤气化与粉煤气化过程产生的废水，低温甲醇洗、硫回收、焦油加氢等装置废水和全场地面冲洗水、全厂生活污水等，也有通过投加化学药剂和微生物营养物质带入的。一般来说，煤气化过程产生的高浓度酚氨回收废水是含氨废水主要来源，而煤气净化过程产生的煤气终冷水、分离水和焦油精制过程产生的废水则贡献相对较少，但是对其处理同样不容忽视。

另外，煤制气废水在处理过程中，一些含氮元素有机物或无机化合物（如废水中的硫氰化物、氰化物等）经微生物作用在化学和生化反应中转化为氨态氮，这部分氨氮也需要加以关注。

1.2 危害

废水中的氨氮是造成水体富营养化和环境污染的一种重要物质，氨氮超标会造成水体严重富营养化，致使受纳水体DO降低和水生生物死亡，甚至形成“水华“现象；氨氮硝化生成的硝酸在某些情况下会在人体消化道内被反硝化还原为亚硝酸盐，亚硝酸盐会与人体血红蛋白反应引起高铁血红蛋白症。此外，亚硝酸盐是亚硝酸胺的前身，而亚硝酸胺是强致癌物质；含有大量氨氮的水体作为给水水源时，氨氮会与氯生成氯胺，从而增加用氯量，降低消毒能力效率，导致处理成本上升；同时，废水处理中氨氮浓度过高会严重抑制硝化菌对氨氮的去除。

同样，NO3-也危害人类健康。NO3-进入人体后被还原为NO2-， NO2-有致癌作用。婴幼儿体内吸入的NO3-进入血液后与血红蛋白作用，将Fe（Ⅱ）氧化成Fe（Ⅲ）而导致形成高铁血红蛋白，高铁血红蛋白与氧发生不可逆结合，引起高铁血红蛋白症。世界卫生组织（WHO）颁布的饮用水质标准规定NO3--N的最大允许浓度为10mg/L，而我国部分省市的地下水中NO3--N含量高达20~50mg/L。

硝酸盐在水中溶解度高，稳定性好，难于形成共沉淀或吸附。因此，传统的简单水处理技术，如石灰软化、过滤等工艺难以除去水中的硝酸盐。

1.3 对生化处理的影响

1.3.1氨氮影响

赵庆良等研究了合成废水和垃圾渗滤液中氨氮浓度对活性污泥微生物活性的影响，研究结果认为，氨氮对活性污泥微生物活性有抑制作用，废水中氨氮浓度越高，其对微生物活性抑制效果越强。

1.3.2硝酸盐影响

钟晨宇等研究硝酸盐对厌氧生物膜和颗粒污泥的同时产甲烷反硝化性能影响认为：

（1）硝酸盐浓度对生物膜和颗粒污泥的同时脱氮除碳功能产生重要影响，但生物膜体系对硝酸盐的处理能力更强。

（2）生物膜和颗粒污泥体系对硝酸盐的抵御和恢复能力不同。颗粒污泥在低浓度的硝酸盐负荷下表现出更好的抵御能力和恢复能力，而生物膜则更适合于高浓度硝酸盐负荷下脱碳功能和脱氮功能的耦合。

（3）亚硝酸盐积累是影响生物膜和颗粒污泥体系同时脱氮除碳性能的主要因素。同等情况下，颗粒污泥体系中亚硝酸盐积累量远远高于生物膜体系，最大量可达10 倍。

2 废水脱氮技术

2.1 生物脱氮

生物脱氮是目前公认的经济、有效、最有发展前途的方法。生物脱氮研究已取得很大发展并走向成熟，但实际应用中也有一些不足之处。

2.1.1 硝化-反硝化工艺

传统的硝化-反硝化（nitrification-denitrification）工艺分为两个阶段：在好氧条件下硝化细菌将废水中的有机氮转化为氨氮（NH4+-N），再将NH4+-N进一步氧化成亚硝态氮（NO2--N）和硝态氮（NO3--N），方程式（1）和（2）是这一阶段的反应关系式；反硝化菌在缺氧条件下利用各种碳源将NO3--N还原为氮气（N2），从而将氮从废水中去除，这一阶段的反应以甲醇为例可用方程式（3）

和（4）表示。

2NH4++3O 2→ 2NO2-+2H2O +4H+（1）

2NO2-+O2→ 2NO3-（2）

6NO3-+2CH3OH → 6NO2-+2CO2 +4H2O （3）

6NO2-+3CH3OH → 3N2 +3CO2 +3H2O +6OH-（4）

由于硝化细菌和反硝化细菌的生态位不同，这两个过程是不能同时发生的。因此，传统的硝化-反硝化工艺有：后置反硝化工艺、前置反硝化工艺（A/O工艺、A2/O工艺）、SBR工艺等。这些工艺都是将好氧区与缺氧区分开，使硝化、反硝化独立进行。后置反硝化工艺保证了出水中氮的含量，但一般需外加碳源（如甲醇等）；前置反硝化可以利用新鲜废水中的有机物，无需另加碳源；SBR 工艺实现了同一反应器中依次进行硝化和反硝化，节省了基建费用。虽然硝化-反硝化可以有效地去除废水中的氮，但是它仍然存在着很多不足之处：硝化菌群增殖速度慢，为了保证出水中氮的去除率，整个系统的水力停留时间将延长；为了中和硝化阶段产生的酸度必须投加碱，因此处理费用较高。总氮的脱除主要依靠反硝化过程，但若没有NO2--N和NO3--N，总氮则无法去除。

Vasel 等采用硝化-反硝化工艺处理垃圾渗滤液，氨氮去除率可达85~90%。Zeng等采用两SBR工艺处理高COD、高浓度氨氮废水，结果表明，与单级SBR 工艺相比，COD的降解速率与硝化速率可分别提高8kg COD /（kgMLSS·d）和0.25 kg NH4+-N /（kgMLSS·d）。Szpyrkowicz 等利用硝化反硝化工艺处理皮革废水，并指出导致该工艺运行不稳定的主要影响因素是稀释速率与污泥停留时间。

西安建筑科技大学郭瑜和彭党聪等人研究了活性污泥系统以硝酸盐氮为唯一氮源时异养微生物的增长特性。试验建立两个SBR反应器，以城市污水处理厂活性污泥为接种污泥，硝酸盐氮为唯一氮源，分别以缺氧/好氧（R1）和缺氧（R2）两种条件运行，结果为——当进水COD浓度为1400mg/L、硝酸盐氮浓度为280mg/L时，R1与R2中COD和硝酸盐氮的去除率分别达到97%和99%；活性污泥系统运行稳定，沉降性能良好；污泥含氮量与以氨氮为氮源的污泥含氮量一致。R1与R2中异养微生物的产率系数分别为0.3536gVSS / g△COD和0.3035gVSS / g△COD，低于以氨氮为氮源的活性污泥的产率系数。R1与R2中污泥的最大反硝化速率分别为0.019mgNO3--N（/mgVSS·h）和0.016mg NO3--N