磷酸铵镁法处理焦化厂高浓度氨氮废水

磷酸铵镁法处理焦化厂高浓度氨氮废水（精选6篇）

篇1：磷酸铵镁法处理焦化厂高浓度氨氮废水

磷酸铵镁法处理焦化厂高浓度氨氮废水

介绍了磷酸铵镁(magnesium ammonium phosphate,MAP)法处理高浓度氨氮废水的技术,研究了药剂配比、反应pH值以及药剂选择等因素对氨氮去除率的影响.试验结果表明,当在剩余氨水中投加MgCl2・6H2O和Na2HPO4・12H2O药剂,Mg2+:NH4+:PO3-4的摩尔比为1.4:1:0.9,反应pH值为8.5～9.5的条件下,原水的.氨氮浓度可由 mg/L降到15 mg/L.并通过对反应沉淀物的结构成分分析,探讨了MAP作为有效缓释肥开发利用的可行性.

作 者：刘小澜 王继徽 黄稳水 刘大鹏 金先奎 蒋谦 Liu Xiaolan Wang Jihui Huang Wenshui Liu Dapeng Jin Xiankui Jiang Qian  作者单位：刘小澜,王继徽,黄稳水,刘大鹏,Liu Xiaolan,Wang Jihui,Huang Wenshui,Liu Dapeng(湖南大学环境科学与工程系,长沙,410082)

金先奎,Jin Xiankui(广西壮族自治区北海市环境保护局,北海,536000)

蒋谦,Jiang Qian(湖南湘牛环保实业有限公司,长沙,410007)

刊 名：环境污染治理技术与设备  ISTIC PKU英文刊名：TECHNIQUES AND EQUIPMENT FOR ENVIRONMENTAL POLLUTION CONTROL 年，卷(期)： 6(3) 分类号： 关键词：磷酸铵镁(MAP) 焦化废水 氨氮 废水处理  

 

篇2：磷酸铵镁法处理焦化厂高浓度氨氮废水

磷酸铵镁与磷酸氢镁循环处理高浓度氨氮废水

摘要：文章首先设计了磷酸铵镁化学沉淀法的反应回收装置,然后将回收的.磷酸铵镁加碱热解,并对热解产物磷酸氢镁进行分析研究,探讨如何回用于废水脱氮、做到可循环处理.研究采用MAP的热解产物MHP吸附处理高氨氮废水,以Ca(OH)2为pH值调节剂,大大降低碱耗成本.此外,热解产生的NH3纯度高,以氨水形式收集后可直接使用.作 者：高睿 Gao Rui 作者单位：太原理工大学,环境科学与工程学院,山西太原,030024;山西水利职业技术学院,山西太原,030027期 刊：太原师范学院学报(自然科学版) Journal：JOURNAL OF TAIYUAN NORMAL UNIVERSITY(NATURAL SCIENCE EDITION)年，卷(期)：,09(2)分类号：X703关键词：磷酸铵镁 磷酸氢镁 高浓度氨氮废水 循环

篇3：磷酸铵镁法处理焦化厂高浓度氨氮废水

一、实验部分

1、试剂与仪器

本实验所用氨氮废水均为模拟氨氮废水, 采用磷酸氢二钠和氯化镁作为磷和镁源。

2、实验过程

在500mL烧杯中配制200mL浓度为2000mg/L氨氮模拟废水, 加入相应量Na2HPO4·l2H2O至全溶, 再加入相应量MgCl2·6H2O。在可控温的磁力搅拌器机上进行搅拌。再用5mol/L的Na0H溶液调节pH。反应一段时间后, 过滤, 取滤液测剩余氨氮、磷和镁的浓度。

二、结果与讨论

1、pH值对氨氮处理效果的影响

在反应温度为室温, 反应时间为1h, Mg:P:N=1.0:1.0:1.0, 物质浓度为0.12mol/L (氨氮浓度2000mg/L) , 沉淀剂以固体方式加入, 陈化时间为20min, 不同pH值条件下考查了脱氮效果 (见图2-1) 。可以看出在pH=9.0~10.0[3]范围内都有比较好的脱氮效果, 尤其在pH=9.5时, 相对更好。不同的pH值脱氮的效果之所以差别很大, 是因为溶液的pH值不同, 会影响磷酸盐和氨氮的存在形式。如果反应体系的pH值太低, MgNH4PO4·6H2O会溶解, 并且在H+作用下, 反应会向逆反应方向进行, 容易生成Mg (H2PO4) 2沉淀;如果pH值太高, 一是废水中的氨氮会生成氨水而损失掉, 二会生成溶度积更小的Mg3 (PO4) 2沉淀以及Mg (OH) 2沉淀, 都不利于MgNH4PO4·6H2O的生成。

2、反应时间对氨氮处理效果的影响

在上述相同条件下, 改pH=9.5, 考查不同反应时间对脱氮除磷的效果。脱氮除磷效果。研究表明, 不同反应时间的脱氮效果相差不大。由Mg2+, NH4+, PO43-三种离子生成MgNH4PO4·6H2O沉淀的化学反应速率很快, 在试验的过程中观察到随着镁盐的加入, 立即就能观察到白色浑浊现象。但试验的过程中观察到在反应时间为5min、15min沉淀的沉降速度很慢, 沉淀较疏松。随反应时间增加沉淀的沉降速度明显较快, 高于30min时所得到的沉淀颗粒较大, 沉淀结实。反应时间再加长, 变化不是很明显。另外反应时间太长, 会造成晶体颗粒的破裂, 也会使沉淀颗粒变小。由上面的试验结果可以得出, 反应时间为30 min左右比较适宜。

3、Mg:P:N配比对氨氮处理效果的影响

在反应温度为室温, pH=9.5, 氨氮浓度为0.12mol/L (2000mg/L) , 反应时间为30min, 沉淀剂以固体方式加入, 陈化时间为20min, Mg:P:N的比值不同时脱氮效果 (见图2-2) 。为了使磷酸盐在溶液中的残留量尽量少, 以免在处理氨氮的同时成为二次污染。根据溶度积规则, 需提高镁离子的用量, 但从成本方面考虑也不能太高, 太高也会影响出水的含盐量, 给后续的处理带来麻烦。

试验结果可以看出, 随着镁盐和磷酸盐配比升高, 氨氮的去除率显著增大, 并且镁盐配比越大, 氨氮的去除率越高, 但增大不是很显著。增大镁盐配比的同时, 也适当增大磷酸盐配比, 氨氮的残留量降低比较显著。但镁盐配比太高和磷酸盐配比太高都得不到好的脱氮除磷效果, 而且出水盐量会增加。从图中可以看出当Mg:P:N为1.3:1.1.0:1.0时脱氮除磷效果最佳。

结论

化学沉淀法脱除废水中的氨氮是一种工艺简单、反应迅速、净化率高的新技术, 尤其适用于高浓度氨氮废水的处理, 可作为生物脱氮技术的有效补充。研究表明:在室温的条件下, 反应时间30min左右, Mg:P:N摩尔配比为1.3:1.1:1.0, 在pH=9.0~10.0范围内, 尤其在pH=9.5时脱氮效果最好。

摘要：本文主要研究化学沉淀法脱除废水中高浓度的氨氮。该实验是在NH4CI配制的氨氮模拟废水中, 投加Na2HPO4·l2H2O和MgCl2·6H2O作为镁和磷源, 考察搅拌时间、反应pH值、Mg:P:N配比等因素对该工艺氨氮去除效果的影响。试验表明, pH=9.5, Mg:P:N=1.3:1.1.1:1.0, 反应时间为30min时脱氮效果最好。

关键词：磷酸铵镁,化学沉淀法,高盐废水,氨氮

参考文献

[1]潘终胜、汤金辉、赵文玉等:《化学沉淀法去除垃圾渗滤液中氨氮的试验研究》, 《桂林工学院学报》, 2003, 23 (1) 89-92。

[2]王冠平、方喜玲、施汉昌等:《膜吸收法处理高浓度氨氮废水的研究》, 《环境污染治理技术与设备》, 2002, 3 (7) 56-60。

篇4：磷酸铵镁法处理焦化厂高浓度氨氮废水

化学沉淀法是通过向含氨氮废水中加入含Mg2+和PO43-离子的药剂, 与废水中的NH4+反应生成一种复合盐MgNH4PO4·6H2O, 俗称鸟粪石, 从而将氨氮从废水中去除。该方法在除去废水中氨氮的同时, 得到了一种许多农作物所需的复合肥料MgNH4PO4·6H2O, 而且同时也可除去废水中的磷, 因此, 化学沉淀法是一种变废为宝、经济可行的高浓度氨氮废水处理技术。

本文对用化学沉淀法处理高浓度氨氮废水进行了研究, 该废水水质为:pH 9.5左右, 氨氮浓度1 500 mg/L。运用二次回归旋转组合实验设计法设计实验方案, 建立氨氮的去除效果与反应控制参数之间的数学模型, 研究各参数对氨氮去除效果的影响, 在模型分析基础上用该数学模型预测将废水中氨氮浓度降到满足要求所需的实验条件, 并通过验证实验研究该方法处理高浓度氨氮废水的可行性。

1 实验部分

1.1 实验方法

试验在500 mL的烧杯中进行, 在可控温的磁力搅拌器上进行搅拌, 按适当的配比首先投入固体磷酸氢二钠, 待其完全溶解后投入固体硫酸镁。再用氢氧化钠溶液调节反应pH值。反应结束后, 通过重力沉降进行固液分离, 取上清液测其氨氮、 磷、 镁的浓度。沉淀物经过滤, 恒温烘干48 h, 得到产品MAP (磷酸氨镁) [4], 用扫描电镜观察沉淀物形态, 用X衍射仪确定物质组成。

1.2 主要仪器

JB—1A可控温式磁力搅拌器 (上海精密科学仪器有限公司) , VIS—7220型分光光度计 (北京瑞利分析仪器公司) , pHSJ—4A型实验室pH计 (上海精密科学仪器有限公司) 。

2 实验设计及数学模型的建立

采用二次回归旋转组合实验设计方法, 以磷酸氢二钠和硫酸镁为沉淀剂, 研究高浓度氨氮废水中氨氮的去除效果 (去除率Y) 与pH值 (X1) 、Mg ∶N (X2) 、P ∶N (X3) 、反应温度 (X4) 4个因素的关系, 实验的因素水平见表1, 试验方案见表2[5,6]。依据实验结果建立Y与X1、X2、X3、X4之间关系的数学模型, 用该数学模型研究影响氨氮去除效果的因素, 预测将所研究废水中氨氮浓度降至要求所需的实验条件, 并进行实验验证, 从而判断化学沉淀法处理高浓度氨氮废水的可行性。

注: 星号臂为二次回归旋转组合实验设计中的1个参数, 其取值见文献[5]。

注: 表中C1、 C2、 C3、 C4代表各个因子的编码;X1、 X2、 X3、 X4代表各个因子的实施水平。

根据表2实验方案设计及实验结果, 运用“DPS数据处理系统”对实验结果与各因素间的关系进行回归分析计算, 建立如下数学模型:

Y=91.080 83+3.426 25 X1+3.636 25 X2+2.231 25 X3+0.332 08 X4-7.603 44 X12-1.770 94 X22-1.567 19 X32-1.040 94 X42+1.549 38 X1X2+0.505 62 X1X3+0.310 63 X1X4+0.003 13 X2X3+0.185 62 X2X4-0.133 12 X3X4

对上述数学模型进行方差分析, 结果见表3。

根据表3, 在α=0.10显著水平下剔除不显著项, 简化后的回归方程为:

Y=91.080 83+3.426 25 X1+3.636 25 X2+2.231 25 X3-7.603 44 X12-1.770 94 X22-1.567 19 X32-1.040 94 X42+1.549 38 X1X2

下面用此式进行模型优化分析。

3 结果及讨论

3.1 X1、 X2 、 X3和X4对Y变化趋势影响的分析 (单因子效应分析)

作X-Y曲线如图1:

由图1可知: 4个因素对氨氮去除率的影响大小顺序为X1>X2>X3>X4。即pH值对氨氮的去除率影响最大, Mg ∶N、 P ∶N及反应温度次之。图中因素和水平的关系见表1。随着pH值的增大, 氨氮的去除率先增大后减小, 这是因为在酸性条件下, 沉淀物磷酸铵镁的溶解度比较大, 看不到沉淀生成, 随着pH值的增大, 磷酸铵镁渐渐沉淀出来, 从而增大了氨氮的去除率, 但当pH值继续增大, 大于10时, 氨氮去除效果降低, 残留磷量明显增加, 此时沉淀物为乳胶状, 难沉降。 经分析, 在强碱性条件下沉淀物主要为Mg (OH) 2, 消耗原料中的部分MgCl2, 不利于氨氮的去除和磷的沉淀。因此, 最佳的pH值为9～10。同样随着氯化镁加入量的增加, Mg ∶N值增大, 氨氮去除效果明显增大, 但随着加入量的增大, 氨氮去除率增大缓慢, 因此, 最佳的Mg ∶N值应控制在1.2～1.4之间。随着磷酸氢二钠加入量的增大, 氨氮的去除效果开始也明显增大, 但随着加入量的继续增大, 氨氮去除效果增加变得不明显, 因此, P ∶N值应控制在1.0～1.2之间。 同时, 由图1我们可以看出, 反应温度也是一个影响因素, 但影响不是很明显, 考虑节能的因素, 建议在室温下进行即可。

3.2 实验验证

根据以上实验设计的分析, 取废水样250 mL放入500 mL的烧杯中, 在磁力搅拌器上进行搅拌, 按P ∶N=1.05投加磷酸氢二钠, 待其完全溶解后按Mg ∶N=1.20投入氯化镁。再用氢氧化钠溶液调节反应pH值, 使反应pH值保持在9.2。反应结束后, 通过重力沉降进行固液分离, 取上清液测其氨氮、 磷、 镁的浓度。经测定, 氨氮的去除率高达94.69%。

4 结论

(1) 采用二次回归正交旋转试验法得到的pH值、 Mg ∶N、 P ∶N和反应温度与废水氨氮的去除率之间的数学模型, 揭示了化学沉淀法处理高浓度氨氮废水时影响因素的内在联系, 为实验条件的优化提供了依据。

(2) 对于化学沉淀法处理高浓度氨氮废水, 反应pH值、 药品的投加量、 反应温度都有一个最佳的反应点, 不可盲目地选择。

(3) 模型方程预测结果显示, 把反应pH值控制在9.2, Mg ∶N和P ∶N分别为1.05和1.20, 室温条件下, 氨氮的去除可以达到很好的效果。

(4) 以磷酸氢二钠和硫酸镁为沉淀剂处理高浓度氨氮废水是一种可行的方法。

摘要：采用二次回归正交旋转组合设计法, 研究化学沉淀法处理高浓度氨氮废水的效果, 得到了反应pH值、磷酸氢二钠和硫酸镁的投加量及反应温度与废水中氨氮的去除率关系的数学模型。实验结果和模型分析表明, 适宜的反应pH值、磷酸氢二钠和硫酸镁的投加量及反应温度有利于增加氨氮的去除率。模型预测结果表明, 当反应pH值控制在9.2, Mg∶N和P∶N分别为1.05和1.20, 室温条件下, 化学沉淀法对氨氮的去除有很好的效果。

关键词：化学沉淀法,数学模型,高浓度氨氮废水

参考文献

[1]Katsuyuki Kataoka.Treatment of waste regeneration solu-tions in ion exchange treatment of wastewater[J].JapanKokai, 1978, 78 (67) :675.

[2]Harrison C.The UV-enhanced decomposition of aqueousammonium nitrite[J].J Photochemcal Photobio, 1995, 89 (3) :215.

[3]Kenichi Ebata.Ammonia removal from wastewaters[J].Japan Kokai, 1977, 77 (4) :649.

[4]Stratful I, Scrimahaw M D, Nlester J.Conditions Influencingthe Precipitation of Magnesium Ammonium Phosphate[J].Wat Res, 2001, 35 (17) :4191-4199.

[5]唐启义, 冯明光.实用统计分析及其DPS数据处理系统[M].北京:科学出版社, 2002:5.

篇5：磷酸铵镁法处理焦化厂高浓度氨氮废水

关键词：移动床生物膜反应器 (MBBR) ,水力停留时间 (HRT) ,曝气量,养殖废水,氨氮

移动床生物膜反应器 (Moving Bed Biofilm Rreactor, MBBR) 作为一种绿色环保的生物脱氮技术被广泛应用于工厂化循环水养殖系统中[1,2,3,4,5]。由于循环水养殖系统的复杂性, 反应器的参数选择不仅需考虑氨氮去除效果, 还应使水体循环量与微滤机等系统其他装置相匹配。与处理城市污水的MBBR[6,7,8]的水力停留时间 (HRT) 比较, 处理养殖水体MBBR的HRT更短。

据研究报道, 在海水循化水养殖系统中, 进水氨氮浓度为1.4 mg/L、MBBR的HRT为6 min情况下, 氮负荷为250 g/ (m3·d) [9];MBBR在HRT为15 min时, 处理氨氮浓度约为2 mg/L的养殖废水, 其氨氮去除率最高达45%[10]。然而, 在实际循环水养殖工艺中, HRT和曝气量参数的取值往往通过经验估算获得, 带有很大的盲目性, 影响出水水质。因此, 本文结合循环水养殖模式下的MBBR工艺操作, 于2013年6—9月进行了反应器处理低氨氮养殖废水的最优HRT和曝气量的研究, 为实际循环水养殖系统提供参考。

1 材料与方法

1.1 试验装置

试验装置由4套MBBR和泵阀组成 (图1) , MBBR外形为有机玻璃材质圆柱体, 直径11 cm, 高30 cm, 总容积2 L。进水通过蠕动泵 (BT600-2J, 保定兰格) 从装置底部泵入;采用空气压缩机曝气供氧, 由气体流量计 (LZB-6/-3WB, 天津流量仪表) 调节流量之后, 从底部进入MBBR, 其中的填料为聚乙烯材质。

1.2 参数测定与分析方法

测定参数及方法:进出水的水温;溶氧, 便携式YSI plus/pro ODO测定仪;氨氮 (NH4+-N) , 纳氏试剂分光光度法[11];亚硝酸盐氮 (NO2--N) 、硝酸盐氮 (NO3--N) , 离子色谱法[11] (Dionex ICS1500离子色谱分析仪) 。采用扫描电镜 (SEM, Philips xl) 观察生物膜生长壮况。

数据采用SPSS16.0方差分析, 计算公式如下:

式中:F—氨氮去除负荷, g/ (m3.d) ;Cin—进水氨氮浓度, mg/L;Cout—出水氨氮浓度, mg/L;Q—水流量, m3/d;V—反应器体积, m3;η—氨氮去除率, %;M—出水亚硝酸盐氮或硝酸盐氮的累积浓度, mg/L;C'out—出水亚硝酸盐氮或硝酸盐氮浓度, mg/L;C'in—进水亚硝酸盐氮或硝酸盐氮浓度, mg/L。

1.3 试验过程

试验采用流水式自然挂膜[12], 为更好地控制进水氨氮浓度, 以人工模拟养殖废水作为进水, 研究MBBR最优HRT和曝气量, 并用实际养殖废水来验证装置的氨氮去除效果。人工模拟养殖废水参照相关文献配制而成[13], 氨氮浓度为2 mg/L左右, 实际养殖废水取自于本实验室内的工厂化循环水养殖俄罗斯鲟鱼的水体, 氨氮浓度为0.5~1.5 mg/L。

2 结果与讨论

2.1 HRT对MBBR运行性能的影响

依照循环水养殖工艺下的操作模式[14], 在180 L/h曝气量时, 设计HRT分别为2、4、6、8、10、12、14和16 min, 进水氨氮浓度为2 mg/L。由图2可知, 随着HRT的增加, 氨氮去除负荷与去除效率呈相反的变化趋势, 即氨氮去除负荷随着HRT的增加而降低, 而氨氮去除率则随之增加。当HRT为2 min时, 水体流量大, 单位时间的氨氮去除负荷达到最高, 但单位养殖废水与填料、氧气接触时间过短, 水体氨氮在短期内去除不完全, 导致出水氨氮浓度较高, 氨氮去除率低。当HRT为4~8 min时, 氨氮去除率从30%快速增至70%, 氨氮去除负荷达到700 g/ (m3.d) 左右, 增加HRT降低了水体流速, 延长生物膜上氨氧化细菌氧化水体氨氮的时间, 有利于微生物吸附转化氨氮, 氨氮去除率得到提高。

由图3可知, 大部分进水氨氮被转为出水亚硝酸盐氮和硝酸盐氮, 出水氨氮浓度降至0.5mg/L以下, 远低于国家标准 (<1.0 mg/L) , 对养殖鱼类不产生危害。这表明, 在8 min内, 生物膜能够将养殖废水的氨氮充分转化并去除, 如再延长HRT, 则对氨氮转化为硝酸盐氮的作用已不显著, 且在目前的循环水养殖工艺中, HRT一般<10 min。因此, 通过综合分析水体氨氮的去除效果和MBBR在循环水养殖中的应用, 确定最佳的HRT为6~8 min, 此时的氨氮去除率为70%~75%, 去除负荷为560~700 g/ (m3.d) 。

与MBBR处理其他污水的HRT相比, 处理养殖废水的HRT (6~8 min) 远小于奶牛场等废水对应的HRT, 后两者分别为32~48 h[3]和18h[15]。究其原因, 一方面是由于奶牛场废水中的氨氮浓度为130~200 mg/L, 比养殖废水中氨氮浓度高出近100倍。废水氨氮通过亚硝化菌和硝化菌的共同作用被转为亚硝酸盐氮和硝酸盐氮, 该生物化学反应一般遵循莫诺特关系[16]。由于养殖废水氨氮浓度很低, 其对应的反应级数也低 (一级反应) , 硝化速率高[17,18], 所需HRT短;另一方面, 养殖废水中的有机物浓度相对于奶牛场废水中的有机物浓度低许多, 水体氨氮易于被自养氧化, 而奶牛场废水成分相对更复杂, 有机物浓度相对较高, 抑制了氨氧化细菌氧化水体中的氨氮[19,20], 因而其HRT更长。

与MBBR处理其他养殖废水氨氮的数据比较 (表1) , 进水虽然均为养殖废水, 但本文HRT相对其他文献报道的HRT少37 min, 显示MBBR高效处理养殖水体氨氮的能力。

2.2 曝气量对MBBR运行性能的影响

曝气量也是影响反应器处理水体氨氮的重要参数, 既要满足微生物的需氧量, 又要维持填料在反应器的正常流化。在HRT为8 min时, 设计4个MBBR曝气量值, 依次为60、120、180、240 L/h。经试验初选, 高于或低于这个范围的曝气量均认为不合适, 当曝气量<60 L/h时, 填料在反应器内移动困难, 无法形成正常流化状态;当曝气量>240 L/h时, 填料在反应器内运动十分剧烈, 部分填料甚至被底部飞速的气泡顶出反应器。

表2为曝气量在60~240 L/h范围时的溶氧与氨氮去除率, 从中可以看出, 随着曝气量的增加, 溶氧浓度先升高后缓降, 其原因可能是240L/h曝气量过大, 滤料翻滚剧烈, 气泡从装置底部到顶部的时间很短, 不利于气泡中氧气向养殖废水扩散溶解。在曝气量240 L/h时, 明显观察到填料上生物膜量减少, 这主要是空气流量过大产生较大剪切力的作用, 因此, 其氨氮去除率也低于180 L/h曝气量的氨氮去除率。从氨氮去除率来看, 曝气量180 L/h与60 L/h、240 L/h有显著差异, 而与120 L/h差异不大, 此时的氨氮去除率最高, 达62%~69%, 出水氨氮浓度最低, 为0.44~0.50 mg/L。因此, 确定180 L/h为MBBR的最佳曝气量。

注:同一行数据的不同字母代表数据间差异显著, 相同的字母代表数据间无显著差异 (P<0.05) 。

当曝气量较小时 (60 L/h) , 水体和填料移动缓慢, 氨氮与生物膜传质速率减小;当曝气量过大时 (300 L/h) , 填料在强大气流的冲击下滚动剧烈, 不仅会引起生物膜脱落生物量减少, 还会造成MBBR的能耗上升 (曝气量的能耗占到MBBR总能量需求的50%) [24], 因此, 合适的曝气量对于去除水体氨氮和降低能耗都十分重要。曝气量180 L/h时, MBBR中的水体溶氧浓度 (6.31 mg/L) 远高于所需的最低溶氧浓度 (2 mg/L) 。Rahimia等[25]认为, 曝气量与生物量之间呈抛物线型关系, 当曝气量<198 L/h时, 生物量随曝气量的增加而增加, 曝气量≥198 L/h时, 生物量反而随着曝气量的增加而减少。

2.3 MBBR处理实际养殖废水的效果

在保持HRT 8 min、曝气量180 L/h的优化参数条件下, 研究MBBR处理实际养殖废水氨氮浓度0.5~1.5 mg/L的去除效果。从图4可以看出, 出水没有亚硝酸盐氮浓度的累积 (累积浓度为负值) , 说明MBBR对氨氮有较好的去除效果。出水的硝酸盐氮累积浓度与进水氨氮浓度接近, 说明填料生物膜能够处理低氨氮浓度 (2 mg/L) 养殖废水, 将其进水氨氮和亚硝酸盐氮转为硝酸盐氮, 在出水中不产生亚硝酸盐氮的累积。

在处理实际养殖废水的试验后期, 采用电镜扫描观察生物膜厚度及其微生物种类, 镜检结果 (图5) 可以看出, 生物膜表层结构呈凹凸不平状, 覆盖着大量的原生动物、细菌和大面积的细菌丝状分泌物, 膜上微生物种类丰富, 生长状态稳定。随机测量到的生物膜厚度为26~38μm, 这与Choi等[26]报道的生物膜反应器中的18~22μm膜厚度相近。表明在优化参数条件下, 填料生物膜生长良好, 形成了含有原生动物、细菌等较完整的生物体系。

注:a为轮虫等原生动物;b为放大1 000倍的细菌;c为膜厚26μm的膜形态;d为膜厚38μm的膜形态

3 结论

篇6：磷酸铵镁法处理焦化厂高浓度氨氮废水

关键词：脱氨塔,高氨氮废水,回收硫酸铵

1 应用及特点

某化工企业为大型煤化工企业，在生产过程中个别车间产生少量高浓度含氨氮废水，此类污水直接外排会对当地水体及土壤造成严重污染，甚至违反环保条列，直接影响生产情况。企业要对此类污水进行处理达到合格外排，或者循环利用。此类污水中氨氮含量高达3000mg/L采用传统的生化法处理是不可能达到的，因为生化法中的微生物对氨氮浓度的要求很低，就是用水稀释后处理也不经济，第一浪费大量一次水水资源，第二生化处理一次性投资高，运行成本高，对企业来经济负担。此设备用来处理高氨氮废水完全可以避免以上缺点，第一，此设备为新型高效内流式循环脱氨塔，运行经济无浪费。第二，此设备一次性投资比传统式处理方法投资省，运行费用低。第三，此设备是把废水中的有害物质变废为宝，回收成产品利用，可以带来经济效益。

2 设计目的及指标

此工程的目的是将某化工企业生产中产生的含高氨氮废水经蒸气脱氨、氨气吸收后制取硫酸铵溶液后回用，合格废水输送到其它工序利用。

设计指标。

3 工艺流程及简介

如工艺流程示意图所示，首先，高氨氮废水自界区外进入界区内的原水池，由原水提升泵入管道混合器加液碱调节pH值至12以上后废水提升泵将氨氮废水经过板式换热器换热后，使氨氮废水预热至设定温度后进入内流塔废水蒸汽脱氨段脱氨塔采用常压操作，塔顶操作温度约为95℃，塔底操作温度约为102℃。利用蒸气循环工艺对含氨废水进行汽提脱氨；其次，废水进入塔器内部后，自上而下经过“一种S型高效导向复合筛孔塔板”的专利技术的S型复合筛孔塔板，通过塔底上升的新鲜蒸汽和循环蒸气逆流接触进行质量交换，废水中的氨由液相进入气相，被高效分离出来，水中氨的含量逐渐降低，在脱氨塔底部得到氨含量低于100mg/L的脱氨废水。脱氨后的废水由塔釜出水泵经过板式换热器与提升泵的原氨氮废水换热回收利用其中热量后排出；从脱氨塔脱氨段排出的含氨蒸气经过与塔顶喷淋下来的30%左右的稀硫酸吸收其中的氨，生成25%左右的硫酸铵溶液。得到净化后的蒸气由蒸气循环机送回脱氨塔循环使用，实现降低蒸气消耗的目的。废水蒸气脱氨段的含氨蒸汽经过旋流板硫酸铵循环吸收段，同时经过“一种S型高效导向复合筛孔塔板”的专利技术塔板先由酸性硫酸铵循环吸收，而后少量的残留含氨蒸气由稀硫酸循环吸收，净化后的蒸气由推流增压风机送回内流塔塔釜循环利用。硫酸铵循环吸收段的酸性硫酸铵循环吸收氨产生硫酸铵溶液，由硫酸铵循环泵将硫酸铵罐中的硫酸铵溶液一部分继续进行循环吸收，另一部分分流产出，脱氨塔吸收段内得到的硫酸铵溶液排出至硫酸铵溶液使用工段；稀硫酸循环吸收剩余蒸气中的氨，由稀硫酸循环泵将稀硫酸罐中的稀硫酸一部分保证蒸气的洁净度，另一部分通过对硫酸铵循环中pH精确控制分流入硫酸铵罐。在上述工艺方法中，根据系统整体能量优化和实施现场的空间已经工业实际需求进行合理配置，并根据实际处理氨氮废水中氨氮含量的多少确定蒸气耗量、设备塔板层数已经高度大小、稀硫酸及硫酸铵循环量等。稀硫酸的加入量通过循环硫酸铵溶液的pH值控制，保证pH值不能超过2。

4 技术特点

HSAN-N内流式循环气提回收硫酸铵，利用二次热量再利用，从而实现氨氮去除率和回收硫酸铵的资源化。（1）采用汽提、吸收循环优化工艺组合，从而实现工艺及热集成，降低运行成本；节约可利用资源。（2）采用高通量、低阻降、高分离效率、抗结垢、抗颗粒的活动型塔板与塔内件；减少维修费用，省工省力。（3）充分吸收废水中的热量，使系统蒸气消耗量大降低。（4）全套工艺采用PLC或DCS自动控制系统，实现过程安全自动化。节约劳动力，提高安全程度。（5）采用连续操作，除了塔顶有不凝气体排出外，其他无废气泄露，，排出的不凝气体能达标排放，达到安全环保节能的长期稳定运行。

5 结语

综上所述，本设备为新型高效内流式循环脱氨塔装置，易实现自动控制与操作自动化，安全程度高，操作方便可靠。运行费用低，稳定节能，安全环保，在与其他工艺相比投资省，经济效益可观，是变废为宝，节能降耗的好设备。在高氨氮废水处理中值得推广和使用。

参考文献

[1]李威.高氨氮废水处理技术探讨[J].绿色科技,2013(1):41-42.