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生物脱氮技术研究
1绪论
1.1污水脱氮处理的研究背景
随着社会的不断发展和人们生活水平的不断提高,水环境日益恶化,水中的氮含量不断增加造成水质严重恶化。
近几十年的发展使得农村、城市的地面水、地下水都存在三氮(氨氮、硝酸盐氮和亚硝酸盐氮)的污染。
氨态氮是水相环境中氮的主要存在形态。
当含氨废水排入江河湖泊,尤其是水资源不十分充足的小河、鱼塘中时,可引起受纳水体亏氧,滋生有害水生物,导致鱼类中毒。
城市生活废水、各种饲养场的排放水、化粪池浸滤液,其氨氮含量在100~500mg/L之间。
随着有色金属湿法冶金的发展,这些生产厂常排放出高浓度的含氨或铵废水,其氨氮含量在10g/L以上,有的甚至高达100g/L左右。
2000年度监测数据表明,黄河在宁夏入境断面(中卫下河沿)氨氮浓度不超过国家《地面水环境质量标准》(GZHG1-1999)规定中的要求,但到达控制断面(银古公路桥)和出境断面(宁钢浮桥)均超标严重,其中银古桥公路桥断面超标率为66.7%,超标2.16倍,宁钢浮桥断面超标率达100.0%,超标3.20倍。
氨氮污染沿程加重趋势十分明显。
近几年,黄河水质控制断面(银古公路桥)氨氮污染呈逐年明显上升趋势。
氨氮已成为影响黄河水质的首要污染。
目前,黄河水质类别以Ⅴ类或超Ⅴ类水质为主[1]。
硝酸盐氮污染最近40年来已成为一个世界性的环境问题。
例如美国Texas州Runnels县地下水中NO3-含量达233mg/L;英国在1970年NO3--N间歇超过113mg/L,1980年约为90mg/L,1987年达142mg/L;中国北京地下水中硝酸盐最高值为314mg/L,石家庄市地下水中NO3-含量达20~40mg/L,最高值为96mg/L。
此外还有丹麦、法国、加拿大、德国、荷兰、印度、埃及等国家的饮用地下水也受到不同程度的污染。
英国和美国的一些研究结果显示,饮用地下水的硝酸盐含量与胃癌、食道癌的发病率及死亡率成正比。
在河南省林州、安阳县做的饮用水的NO3-含量调查,取水样43个,居民饮用的地下水中NO3-含量大大超过世界卫生组织(WHO)颁布的饮用水质标准45mg/L(或NO3-中的N为10mg/L)。
例如安阳县一个村庄的饮用地下水中NO-3含量高达94mg/L[3,4]。
亚硝酸盐在水体中的含量虽不如氨氮和硝酸盐氮高,但其危害性也不小。
亚硝酸盐能在各种含氮有机化合物作用下,形成稳定的、致癌和致突变性的N-亚硝基胺和亚硝基酰胺的各种N-亚硝基族化合物。
亚硝酸根离子进入人体后可以引起高铁血红蛋白症或婴儿蓝血症。
亚硝酸盐是合成强致癌物质亚硝胺的前体,日本、英国、智利、哥伦比亚,均报道过亚硝酸盐、硝酸盐与胃癌发病率有极大的相关性。
水环境中氮污染对鱼类等水生动物有毒害作用。
水体中低浓度的氨能妨碍与鱼鳃的氧传递,当其浓度达到0.5mg/L时,就能对水生动物尤其是鱼类造成毒害作用;水体中由于硝化作用,氨氮会继续氧化成硝酸盐氮,而消耗水体大量溶解氧,严重时会使鱼类等水生动物窒息死亡。
氮是植物不可缺少的营养元素,但如果水体中总N过量,会使藻类大量繁殖、富集,出现富营养化现象,大量消耗水中的溶解氧,使水体生态环境恶化。
这一切表明,水体中的氮污染已十分严重,研究氮污染,并提出切实可行的治理与改造措施,已成为科学工作者和政府部门的当务之急。
1.2水体中氮的来源
水体中氮的主要来源有[1-3]:
(1)雨水。
(2)农业排水。
首先是由于农业氮肥的使用,使在土壤中积累了相当数量的营养物质,它们可随农田排水流入临近的水体。
此外,饲养家畜过程中所产生的废物中也含有相当数量的营养物质,有可能通过排水进入临近水体。
(3)城市污水。
主要是粪便,食品污物。
(4)其他来源。
例如固体废弃物填埋场的渗滤液。
1.3废水脱氮处理技术现状及进展
现阶段含氮废水的处理方法有生物法、物理法、化学法、物理化学法等。
应用最广的是生物法[5]。
1.3.1生物法
生物法是应用最广的脱氮核心技术,因为这种方法成本低,操作简单,无二次污染。
由于具有脱氮能力的微生物种类繁多,因此产生许多生物脱氮工艺,随着微生物学、分子生物学的发展以及人们对脱氮机理的不断了解,出现了许多新的生物脱氮工艺。
目前,主要的生物脱氮工艺有传统的硝化-反硝化,新的半硝化-反硝化,厌氧氨氧化,自养反硝化菌反硝化等。
硝化—反硝化
生物脱氮的传统的方法是硝化—反硝化法,包括氨化作用、硝化作用、反硝化作用[5,6,7]。
通过微生物胞外蛋白酶的水解作用使含氮有机物转化为氨基酸,之后进入内脱氨基生成氨的过程称为氨化作用,可在有氧或厌氧条件下进行。
以氨基酸为例,其反应式为:
RCHNH2COOH+O2→RCOOH+CO2+NH3
硝化作用是指化能无机自养菌将氨氧化为硝酸盐的过程。
其中,包括亚硝化和硝化两个过程[5]。
亚硝化反应式为:
NH4++3/2O2→NO2-+H2O+2H+-⊿G(⊿G=278.42kJ)
随后的硝化反应式为:
NO2-+1/2O2→NO3--⊿G(⊿G=72.27kJ)
总反应式为:
NH4++2O2→NO3-+H2O+2H+-⊿G(⊿G=351kJ)
反硝化作用是指在无氧或低氧条件下,硝酸态氮、亚硝酸态氮被微生物还原为分子态氮(N2)的过程[6]。
进行反硝化的细菌是一类异氧的兼性细菌。
它们在缺氧的条件下,利用有机碳源为电子供体,NO3--N作为电子受体,在降解有机物的同时进行反硝化作用,其反应过程可表示为:
NO2-+3H→1/2N2+H2O+OH-
NO3-+4H→1/2N2+H2O+OH-
这样的反应称为异化反硝化反应。
在反硝化过程中还存在同化反硝化反应,即将NO2-,NO3-转化为NH3-N以合成细胞物质的反应。
但反硝化细菌通过同化反硝化反应使氮转化为细菌氮化物所去除的氮相对较少。
传统的生物脱氮法研究应用时间长,工艺成熟,但是处理高浓度的含氮废水效果不明显,且成本高。
半硝化—反硝化(短程硝化—反硝化)
半硝化-反硝化是近来发展起来的一种新的脱氮处理技术。
氨的硝化过程如上所述可分为亚硝化和硝化两个过程。
这两个过程是由两种独立的细菌催化完成的两个不同反应,应该可以分开。
对于反硝化菌,无论是硝酸盐还是亚硝酸盐都可以作为最终受氢体,因而整个生物脱氮过程可以经NH4+→NO3-→NO2-→N2或NH4+→NO2-→N2这两种途径完成[5,6]。
半硝化-反硝化法就是通过对反应的温度、pH值的控制使硝化反应进行到亚硝酸盐阶段就停止,不进一步硝化直接进行反硝化,即由NH4+→NO2-→N2这样的途径完成脱氮处理。
半硝化-反硝化法生物脱氮具有以下特点:
对于活性污泥法,可节约氧供应量约25%,降低能耗;节省反硝化所需碳源40%,在C/N比一定的条件下提出TN的去除率;减少污泥生成量50%;减少投碱量;缩短反应时间,相应减小反应器容积[6]。
国外已经研究开发了应用半硝化-反硝化法的SHARON工艺[9,10]。
厌氧氨氧化法(ANAMMOX)
厌氧氨氧化法是目前最有发展前途的脱氮处理新技术之一。
早在20世纪70年代Broda便从自由能理论计算中预测到自然界中应该存在着ANAMMOX现象。
但直到1995年,NH4++NO2-→N2+2H2O这一反应才被Mulder等人首次报道[9]。
目前,国内外厌氧氨氧化法的研究热点主要集中在厌氧氨氧化法的应用处理效果、厌氧氨氧化菌的鉴定分离、生长条件、反应的最佳条件等方面。
XiaoDong,ErnestW.Tollner在2002年发表的一篇论文中提到在一农业家禽肥料的厌氧消化处理过程中发现了厌氧氨氧化反应的存在,他们的研究表明厌氧氨氧化反应过程中亚硝酸盐作为电子受体使铵转化为氮气,不过在这一反应的过程中氨和亚硝酸盐不是按1:
1的比例下降说明在此过程中厌氧氨氧化不占主导地位[11]。
同一年YossiTal等人在一封闭的海洋循环系统中也发现了厌氧氨氧化反应,在对这一系统的研究中发现厌氧氨氧化用于高有机废水中处理效果不是很好,而在低有机废水中的效果较好[12]。
ChristianFux在2002的研究结果表明可以采用厌氧氨氧化法处理高浓度氨氮废水并可以显著的降低活性污泥中的氮负荷,这一高浓度氨氮废水是由来自废水生物处理过程中15-20%的氮负荷随着回流水再进入水中而形成的。
这一过程是在厌氧条件下,以亚硝酸盐微电子受体进行的铵转化过程。
与传统的硝化-反硝化法相比,耗氧量和所需碳源下降50-100%。
在一超过半年的实验室规模的实验中成功地采用了联合半硝化-厌氧氨氧化法来去除氨氮。
这一研究侧重于将半硝化-厌氧氨氧化应用于厌氧消化废水的处理。
硝化反应在一连续进水的没有水力停留时间的反应器中进行。
在这一单元中有58%的铵转化为亚硝酸盐。
在30℃左右有最大转化率,亚硝酸盐的生成率为0.35kgNO2-Nm-3,硝酸盐产量很少。
厌氧氨氧化反应在一个序批式反应器中进行。
氮的去除率是2.4kgNm-3。
超过90%的硝化出水的氮在厌氧反应中被去除,而且污泥产量很少。
第一个反应器中的硝化率会限制后来的厌氧氨氧化反应对氮的去除率[13]。
1999年MikeS.M.Jetten等人的研究结果表明在厌氧条件下铵或羟胺作为电子供体。
厌氧氨氧化以二氧化氮为电子受体最大的转化速率大约为2nmolNH4+min-1(mgproten)。
这一反应中NO是中间产物,这一反应可以在厌氧条件下发生,但厌氧氨氧化菌不会繁殖。
在一反硝化反应器中发现了一种新的厌氧氨氧化反应在起作用。
在这一系统中,有很丰富的化学自养菌。
以亚硝酸盐为电子受体可达到的最大的速率为55nmolNH4+min-1(mgproten)的转化。
尽管这反应的速率是亚硝化单细胞菌反应的25倍,此细菌的生长速率却只有0.003h-1。
利用15N探针测定得到在这一过程中羟胺、联胺是很重要的中间产物[12]。
厌氧氨氧化菌的鉴定分离、生长条件的研究有:
利用16srRNA和DGGE等分子测定法YossiTal等人发现了两种Planctomycetes细菌可进行厌氧氨氧化反应[12]。
IngoSchmidt等人的研究表明属于Planctomyces的厌氧氨氧化菌在厌氧条件下生存。
2001年MikeSMJetten等人利用电子显微镜观察到的厌氧氨氧化菌的亚显微结构表明在这些细菌的细胞质中有一些隔膜,在这些隔膜中发现了进行厌氧氨氧化反应的主要酶——羟胺氧化还原酶[15]。
经过大量的实验研究表明厌氧氨氧化的反应可能为:
NH4++NO2-→N2+2H2O⊿G=360kJ/mol(NH4+)
此反应的最佳的反应效果应在温度为35℃左右,pH在7.5左右的条件下[11-21]。
采用厌氧氨氧化法去除高浓度氨氮废水中的氮不仅可以大幅度降低硝化反应的充氧能耗,免去反硝化的外源电子供体,而且还可改善硝化反应产酸、反硝化反应产碱而均需中和的状况。
其中,后两项对控制化学试剂消耗,防止可能出现的二次污染具有重要的作用。
研究厌氧氨氧化法与其他方法连用处理高浓度氨氮废水的工艺,产生了基于亚硝化和厌氧氨氧化原理的生物膜内自养脱氮(CANON)的工艺[10]。
在生物膜系统内,由于硝化细菌与亚硝化细菌间对氧的亲和性之差别,以及传质限制等因素影响这两种微生物在生物膜内的数量。
如果生物膜内的溶解氧受限制,这两种微生物间的竞争必定发生。
竞争的结果总是亚硝化细菌获胜。
在一个生物膜系统中,快速增长的细菌倾向于占据生物膜的表层。
生物膜内微生态进化的结果将是亚硝化细菌大量繁殖。
生物膜内就可以进行亚硝化反应。
在生物膜系统内ANAMMOX微生物也能同时生长。
在支持同时硝化与ANAMMOX的系统中,存在三种不同的自养微生物:
亚硝化细菌、硝化细菌、厌氧氨氧化细菌。
亚硝化细菌在表层聚集,当氧向内扩散到全部消耗后,厌氧层出现,厌氧氨氧化细菌就可在此生存。
随着未被亚硝化的氨氮与亚硝化后的亚硝酸氮扩散到厌氧层,ANAMMOX反应就可进行,从而脱氮。
这就是CANON工艺的工作原理。
CANON工艺的总的化学计量式如下[10]:
NH4++3/4O2→1/2N2+3/2H2O+H+
目前,CANON工艺还处于研发阶段。
自养反硝化菌反硝化
近来在反硝化过程中发现了一种新的反应--自养反硝化菌的反硝化。
自养反硝化菌的反硝化是以还原性的无机物(硫化物、H2)为电子供体,以氧化态氮为电子受体进行的反硝化过程[5]。
典型的微生物为硫细菌中的脱氮硫杆菌(Thiobacillusdenitrificans)、氢细菌中的脱氮副球菌(Paracoccusdenitrificans)等,其反应过程如下:
5S+6NO3-+8H2O→H2SO4+6OH-+3N2↑
5H2+2NO3-→4H2O+2OH-+N2↑
1.3.2物化法
(1)采用吸附、絮凝沉淀等作为废水脱氮的预处理或后处理措施。
常用的吸附剂有活性炭、活化煤、白土、硅藻土、膨润土、树脂吸附剂、木屑、腐殖酸等。
用吸附法脱氮对去除生活污水和工业废水的氨氮有较好的效果,去除率高;但当NH4+-N的浓度过高时,吸附交换剂再生频繁,操作困难,而再生液仍为高NH4+-N废水,因此,此法适于低浓度至中浓度的废水[22]。
常用的絮凝沉淀法是在高浓度氨氮废水中加入沉淀剂JMN-1(主要成分为PO42-,Mg2+),助凝剂CH-3(主要成分Ca(OH)2),高分子絮凝剂PAM等,使氨氮形成难溶复盐MgNH4PO4•6H2O(简称MAP)沉淀除去[23]。
(2)吹脱法[24,25]
水中的氨氮,多以氨离子(NH4+)和游离氨(NH3)的状态存在,两者并保持平衡,平衡关系为:
这一关系受pH值的影响,当pH值升高,平衡向左移动,游离氨所占比例增大。
当水中的pH值为11左右时,NH3大致在90%以上。
游离氨易于从水中逸出,只要使水的pH值升高,再加以曝气吹脱的物理作用,就可促使氨从水中逸出,从而降低水中的氨氮含量。
这就是氨氮吹脱去除的基本原理。
吹脱法一般作为高浓度氨氮废水生物处理的预处理。
在吹脱塔内进行,吹脱时气液间的强烈混合与湍动不仅使渗滤液中的氨向气相转移,同时还极大地有利于空气中的氧向氧浓度低的高浓度氨氮废水中转移。
吹脱塔内除存在两相间传质外,还存在液相中的化学氧化过程,二者都有利于后续的生化好氧曝气处理。
吹脱法可有效的将NH4+-N的浓度从2400mg/L降到480mg/L。
去除高浓度氨氮废水的含氮量,加石灰自由吹脱预处理比自由吹脱简单和经济。
pH=11、22.5℃及供气量10L/min时,5h的曝气吹脱可去除68.7%-82.5%的NH3-N。
控制pH值9.2、适宜的喷淋密度和液气比,也可吹脱一定量的氨氮。
将氨吹脱与厌氧滤池、序批式反应器结合,CODcr、BOD5、氨氮和总氮的去除率分别达到95%、99%、99.5%和97%。
将废水中的氨氮转化成磷酸铵镁沉淀,也能使氨氮有大幅度的降低[23]。
1.4高浓度氨氮废水的主要类型
高浓度的氨氮废水主要的来源有污泥的消化处水、一些化工类工业的工业废水以及垃圾填埋场的垃圾渗滤液。
其中最主要且危害最大是垃圾渗滤液。
垃圾渗滤液是指在垃圾的填埋过程中,由于压实、降雨和微生物的分解作用,从垃圾层中渗出的高浓度有机废水。
垃圾渗滤液是垃圾填埋过程产生的二次污染,可以污染水体、土壤、大气等,是地面水体缺氧、水质恶化、富营养化,威胁饮用水和工农业用水水源,使地下水丧失使用价值,有机污染物进入食物链将直接威胁人类健康[26,27]。
垃圾渗滤液的产生有四个主要来源[24]:
(1)垃圾自身含水。
(2)垃圾生化反应产生的水。
(3)地下水的反渗。
(4)大气降水和径流。
引起渗滤液污染负荷的原因主要有微生物的厌氧分解作用和降雨的淋溶作用。
虽然垃圾本身含有一定量的水份,而且也会因厌氧发酵而产生一定量的水份,但垃圾渗滤液的主要来源还是降雨。
也就是说,特定垃圾填埋场渗滤液量的多少主要与气候变化、水文条件及季节交替的变化有关,而垃圾渗滤液的水质特征则除与上述几个因素有关外,还与垃圾的性质、垃圾填埋的时间、填埋的方式及垃圾本身的含水率等有关。
因而,垃圾渗滤液不仅是一种高浓度的有机废水,而且其水质和水量的变化很大,水质成分也很复杂[23,24]。
垃圾渗滤液主要有三个污染特性[24,28]:
(1)污染物种类繁多。
渗滤液中含有较多的有烃类及其衍生物、酸酯类、醇酚类、酮醛类和酰胺类等,其中列入我国环境优先控制污染物的有5种。
(2)污染物浓度高,变化范围大。
(3)变化性。
①产生量呈季节性变化,雨季明显大于旱季。
②污染物组成及其浓度季节性变化。
③污染物组成及其浓度随填埋年限的延长而变化。
填埋层各部分物化和生物学特性及其活动方式都不同,“年轻”填埋场(使用5年以内)的渗滤液pH值较低BOD5、CODcr、VFA、金属离子浓度和BOD5/CODcr较高,“年老”填埋场(使用10年以上)的渗滤液pH值中性,BOD5、CODcr、VFA浓度和BOD5/CODcr较低,金属离子浓度下降,但氨氮浓度较高。
1.5本课题研究的背景及目的、意义
高浓度的氨氮废水传统的处理方法是采用生物氧化和硝化/反硝化去除COD和氨氮,传统工艺存在以下弊端:
①COD氧化和硝化耗能巨大,且在COD氧化中,无形中失去贮存在COD内的大量化学能(每kgCOD约含1.4MJ代谢热);②反硝化需消耗COD;③剩余污泥量大;④耗能造成大量二氧化碳释放,并进入大气[12]。
在追求可持续发展的当今世界中,发展可持续污水处理工艺变得势在必行。
所谓可持续污水处理工艺就是朝着最小的COD氧化且将COD厌氧发酵处理转化为甲烷气体、最低的CO2释放、最少的剩余污泥产量以及实现磷回收和处理水回用等方向努力,从而实现污水处理的资源化。
本课题研究的目的是研究半硝化—厌氧氨氧化处理高浓度氨氮废水的可能性,研究反应过程中的最佳参数,重点解决SHARON反应中NH4+一半转化为NO2-的控制条件及ANAMMOX反应的最佳运行条件,从而实现对高浓度氨氮废水氨氮的污染控制。
1.6本文研究内容
(1)硝化细菌和厌氧氨氧化细菌的培养。
(2)采用半硝化-厌氧氨氧化法去除高浓度氨氮废水中氮的效果。
(3)研究探讨硝化反应控制在亚硝酸盐阶段的最佳控制条件;研究厌氧氨氧化反应的最佳反应条件。
2实验方法
2.1实验方法原理
本实验采用半硝化(SHRON)-厌氧氨氧化(ANAMMOX)法去除含有高浓度氨氮的废水。
半硝化(SHRON)就是将铵的硝化过程控制在亚硝酸盐阶段,主要通过控制硝化反应器的温度、pH值和溶解氧来实现。
尽量使硝化出水的NH4+-N和NO2--N比为1:
1,以满足下面要进行的厌氧氨氧化(ANAMMOX)反应所需的条件。
厌氧氨氧化是在厌氧环境下,亚硝酸盐氮作为电子受体与氨氮直接反应生成氮气,将氨氮去除。
2.2实验的工艺流程及装置的建立
整个实验的工艺流程如图2.1所示:
图2.1实验的工艺流程
装置的建立:
硝化为好氧反应,建立一个体积约5L的圆柱状敞口反应器,在反应器底部装有曝气装置,顶部安装一搅拌器。
为了控制反应温度在反应器中放入一个可控温的加热棒。
厌氧氨氧化反应器的体积约10L,反应器加一个密封盖制造厌氧环境,在此盖上留一出气孔。
底部的曝气头与氮气瓶连接,每天曝氮气,既可造成厌氧环境又可搅拌。
同样为了控制温度在反应器中放入加热棒。
为使硝化反应和厌氧反应的水力停留时间分别为1天和2天,水的流速应控制在0.25L/h左右。
硝化反应器和厌氧反应器均是从底部进水,上部出水。
整个实验的装置图如下:
345
7
996
16
2
8
1.低位水箱(300×300×400mm)2.蠕动泵3.高位水箱(200×200×400mm)4.好氧硝化反应器(Φ150×300mm)5.厌氧反应器(Φ150×600mm)6.水箱7.气罐(氮气)8.空压机9.机械搅拌器
图2.2实验装置图
2.3实验内容
实验的主要内容是用采用人工模拟废水研究半硝化-厌氧氨氧化法去除高浓度氨氮废水的效果及可能性,以及反应的最佳反应条件。
第一阶段,参照文献资料上的最佳反应条件控制反应器的参数,启动反应器。
第二阶段,研究硝化和厌氧氨氧化反应对高浓度氨氮废水的处理效果。
2.3.1硝化菌的驯化培养
硝化反应器中接种来自高碑店污水处理厂的二沉池的回流活性污泥。
不断地向硝化反应器中曝气,同时搅拌混匀。
为了使硝化控制在亚硝化阶段必须从溶解氧、温度和pH的控制入手。
溶解氧控制在5-6mg/L;将加热棒的温度调为30℃,控制反应器中水的温度,使其利于亚硝化菌的生长;控制pH值在7.4-8.3之间,争取使亚硝酸盐的积累达到最高。
硝化菌的培养驯化约两周。
2.3.2厌氧氨氧化菌的驯化培养
在一密闭的大烧杯中装入占总体积一半的厌氧泥。
加入含高浓度氨氮的配水,在此人工配水中加入少量的微量元素适于细菌的生长。
微量元素的配比如下:
1L水中需要加入0.2gMgSO4•7H2O,0.02g无水CaCl2•2H2O,0.087gK2HPO4,1mL1g/L的螯合铁溶液,1mLC溶液(将10mL1g/LNaMoO4•2H2O溶液,17.2mL1g/LMgSO4•H2O溶液,0.4mL1g/LCoCl2•6H2O溶液,10mL1g/LZnSO4•7H2O溶液混合稀释至100mL),0.5mLD溶液(500mg酚红)。
向烧杯中放入一曝气头和一可控温的加热棒。
将温度控制在30-40℃之间,每天向烧杯中曝氮气1小时,驯化培养两个月,其后向烧杯中加入聚丙烯填料,继续驯化培养一个月。
2.3.3反应器的启动
4月中旬将培养好的硝化菌和厌氧氨氧化菌装入反应器中,开始启动反应器。
首先配制高浓度的氨氮废水。
称取78gNH4Cl和120gNaHCO3溶于10L水中,加入12mL的C溶液及少量的蔗糖。
将配好的人工废水装入水箱,用泵将水打入硝化反应器,流速调为0.5L/h。
反应的整个过程为连续进水连续出水。
反应器的启动时间为一周。
2.3.4反应器的运行
测定硝化和厌氧氨氧化反应去除高浓度氨氮废水的效果。
分别配制硝化和厌氧氨氧化进水,进行序批式反应。
每隔两天测定一次NH4+-N和NO2—N的浓度。
重复配水测定。
厌氧氨氧化反应器可改变测定周期,每隔两个小时测定一次NH4+-N和NO2—N。
2.3.5参数的测定
氨氮的测定方法(水杨酸-次氯酸盐光度法)
1.方法原理[29]
在亚硝基铁氰化钠(Sod、nitroferricyanide)存在下,铵与水杨酸盐和次氯酸离子反应生成蓝色化合物,在波长697nm具有最大吸收。
2.干扰及消除
氯铵在此条件下,均被定量的测定。
钙、镁等阳离子的干扰,可加酒石酸钾钠掩蔽。
3.仪器
(1)分光光度计
(2)滴瓶(滴管流出液体,每毫升相当于20±1滴)。
4.试剂
所有试剂配制均用无氨水
1.铵标准贮备液
称取3.819g经100℃干燥过的氯化铵溶于水,移入1000mL容量瓶中,稀释至标线。
此溶液每毫升含1.00mg氨氮。
2.铵标准中间液
吸取10.00mL铵标准贮备液移入100mL容量瓶中,稀释至标线。
此溶液每毫升含0.10mg氨氮。
3.铵标准使用液
吸取10.00mL铵标准中间液移入1000mL容量瓶中,稀释至标线。
此溶液每毫升含1μg氨氮。
临用时配制。
4.显色液
称取50g水杨酸[C6H4(OH)COOH],加入约100mL水,再加入160mL2mol/L氢氧化钠溶液,搅拌使之完全溶解。
另称取50g洒石酸钾钠溶于水中,与上述溶液合并移人1000mL
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