沸石强化A_O生物脱氮工艺氨氮去除机理研究

第4卷 第3期环境工程学报

V o l .4,N o.3

2010年3月

Ch i n ese Jour nal of Env iron m enta lEng ineeri n g

M ar .2010

沸石强化A /O 生物脱氮工艺氨氮

去除机理研究

成官文1

吴志超2

黄翔峰2

章非娟

2

(1.桂林理工大学资源与环境工程系,桂林541004;

2.同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海200092)

摘 要 沸石强化A /O 生物脱氮实验研究表明,沸石对配水氨氮具有良好的吸附性能,其吸附特征可以通过F rend lich 和L ang m uir 吸附等温线表征,但对污水中氨氮的吸附较配水吸附要复杂。由于沸石能与微生物构成沸石 生物复合体,从而增加了系统的硝化细菌和反硝化细菌数量,改善了A 段的反硝化作用和O 段的硝化作用。吸附饱和的铵沸石在硝化细菌和电导率的协同作用下,经好氧曝气4 5h ,能再生69 8%。在A 段,进水氨氮浓度较高,沸石吸附氨氮,提高污水碳氮比,促进生物反硝化;进入O 段,在盐度和微生物的协同作用下,混合液氨氮浓度因为生物降解而逐渐降低,不断打破铵沸石的吸附 脱附平衡,铵沸石不断释放氨氮而得到充分的再生。

关键词 沸石活性污泥法 A /O 生物脱氮工艺 脱氮机理 中试研究 城市污水

中图分类号 X703 文献标识码 A 文章编号 1673 9108(2010)03 0540 07

A study on a mmoni a re m oval m echanism s of A /O bi ologi cal

nitrogen rem oval process w ith enhance m ent of zeolite

Cheng Guanw en 1

W u Zh ichao 2

H uang X i a ngfeng 2

Zhang Fe ijuan

2

(1.D epart m ent ofRes ources and Env i ron m en talEng i neeri ng ,Gu ili n U n i vers it y of Technol ogy ,Gu ili n 541004,Ch i na ;

2.S t ate Key Laboratory of Po ll uti on Con trol and R esources Reu se ,TongjiU n i vers it y ,Shanghai 200092,Ch i na)

Abst ract The pil o t sca le test o fA /O bio l o g i c al n itrogen re m oval processw ith the enhance m ent o f the zeo

lite de monstrated that zeolite had a good absorpti v e property on the prepared w ater sa m ples w it h a mm onia .The absorptive characteristics w ere characterized by the Frendlich and Lang m uir adso r pti o n isother m s .The adsor pti o n of a mm onia i n t h e se w age w as m ore co m plicated than the pure w ater sa m ples that prepared i n accordance w ith the specified pr oportion in t h e lab .Because zeo lite b iolog ical co m plex w as co m posed of zeo lite and m i c roor gan is m s ,it would increase the num ber of n itr obacteria and den itrify i n g bacteria i n the syste m.Further m ore ,it w ould i m prove den itrification o f anaerob i c zone and n itr ificati o n of ox ic zone .The a mm on i u m saturated zeo lite w as treated under t h e synerg is m of n itrobacteria and e lectrica l conducti v ity w ith 4 5h aerob ic aeration peri o d .It could be re generated about 69 8%.Zeolite w as acted as t h e a mm onia adsor bent and m icrob i a l carrier .W hen the a mm on ia concentration o f i n fluen tw as high ,zeo lite w ou l d adsor be a mmonia and i n crease the C /N of the se w age to facili tate b i o l o g ica l denitrificati o n ;wh ile i n the ox ic zone ,the a mm onia concentration of m i x ed liquid w ould be de creased w ith the b i o deg radati o n under the synerg is m of sali n ity and m icr oorganis m s .Thus ,this striked t h e ad sor pti o n and desorption equili b riu m o f a mm on i u m zeo lite ,and the a mmonium zeolite would be regenerated suffi cientl y fro m the constantl y re leased a mm on ia .

K ey w ords zeo lite activated sl u dge process ;A /O biolog ical nitrogen re m oval process ;a mm on ia re m oval m echanis m s ;pilot scale tes;t munic i p al se w age 基金项目:国家 863 高技术研究发展计划项目(2003AA601020);

上海市水务局项目;广西教育厅科研项目(200800ZL032)

收稿日期:2009-05-06;修订日期:2009-06-25

作者简介:成官文(1962~),男,博士,教授,主要从事水污染控制研

究工作。E m ai:l chenggw@glite https://www.360docs.net/doc/0214899291.html,

在20个世纪80年代至90年代,中国建设了一些传统二级污水处理厂,但随着污水处理排放标准的提高,这些污水处理厂因不能脱氮除磷而受到关闭闲置的可能。为了发挥这些污水处理设施的作用,使其具有脱氮功能和除磷效果十分重要。沸石

第3期成官文等:沸石强化A /O 生物脱氮工艺氨氮去除机理研究

作为架状结构的多孔性含水铝硅酸盐晶体,能够吸附和截留不同形状和大小的分子[1]

,

包括氨氮、颗

粒有机物以及胶体物质等。

当其投加于普通活性污泥中,能成为微生物的载体,使之形成生物膜,促进较长世代微生物如硝化

菌和亚硝化菌等的存在,以强化对有机物进行降解和氨氮硝化

[2~5]

。此时,若适当投加化学除磷剂,原

有污水处理工艺就能够实现脱氮除磷[6~9]

。为此,

拟对沸石强化A /O 生物脱氮工艺进行中试研究,以期为传统二级污水处理厂改造提供了一条新的途径。

1 实验条件与方法

1 1 实验工艺流程和运行参数

中试装置3组并联运行,工艺流程如图1所示,

实验在上海某污水处理厂进行。具体工艺运行参数为单池进水流量Q =1 2m 3

/h ,水力停留时间5h(A 段1 25h 、O 段3 75h),污泥回流100%,混合液回流200%,泥龄25d 。池1混合液MLSS 8.8~13 2g /L 、含沸石5~6g /L ;池3混合液MLSS 5 7~8 73g /L 、含沸石3~4g /L ;池2为对比组。

图1 中试工艺流程图

F i g 1 F l ow chart o f pil ot sca l e test process

1 2 进水水质

实验进水为初沉池出水,pH 6 7~7 2,COD 73~333m g /L ,氨氮11 89~55 43m g /L,总磷1 25~8 90m g /L ,SS 56~266m g /L,水质24h 波动范围较大。1 3 实验材料

沸石为浙江缙云产180目天然沸石。实验前在烘箱中105!烘制4h ,并置于干燥皿中保存;吸附实验用水为特制高纯水,吸附质氨氮系分析纯NH 4C ,l 其中示踪剂15

NH 4C l 系上海化工研究院生产(99 28ato m %);脱附剂N a C l 为分析纯。1 4 研究内容及方法

1 4 1 沸石对氨氮的吸附容量和吸附平衡的研究

实验取高纯水8L ,水温30!,配制成40m g 的氨氮配制液,分别按1L 分配于8个1L 的烧杯中,并置于6联搅拌机上,待搅拌机按100r/m i n 稳定运行时分别投加4g /L 烘干的180目沸石,再分别搅拌10、15、20、30、60、120、180和240m i n 。澄清后取上清液,并回收沸石,供分析。

1 4

2 沸石对城市污水氨氮的吸附研究

实验方法同沸石对氨氮的吸附容量和吸附平衡的研究,但吸附质为中试试验所在地某污水处理厂城市生活污水。

1 4 3 饱和铵沸石的解吸和生物再生

饱和铵沸石化学解吸(或脱附)研究是在适宜脱附电导率下对吸附饱和的铵沸石搅拌解吸30m in ,后取上清液和回收沸石分析。铵沸石生物再生采用硝化细菌再生。含硝化细菌活性污泥取自池二O 段混合液,经二次高纯水洗涤和离心后投加

于再生沸石中,并补充等量生理盐水(使之调解至

相同的电导率582uS /c m )进行再生,再生实验水温28!。

1 4 4 沸石强化A /O 生物脱氮工艺的硝化和反硝化作用研究

分别取装置A 段、O 段末端出水和二沉池出水进行NH +

4 N 、NO -3 N 和NO -

2 N 测定;硝化细菌在28~30!条件下培养20d ,M PN 计数;并分别用Griess 试剂和二苯胺试剂检测硝化细菌,出现红色管时亚硝酸细菌记为阳性管,出现蓝色时硝酸细菌记为阳性管。反硝化细菌采用肉膏蛋白胨培养基,

在37!条件下培养10d ,MPN 计数,杜氏小管中有气泡时为阳性,无气泡时为阴性。分别查M PN 指数表,换算成以VSS 单位的数据。同时,取稳定运行

时各池活性污泥,在2000r/m i n 条件下离心,弃去

上清液,以消除污水中原有离子的干扰。然后加配制好的氯化铵溶液、磷酸盐缓冲液,调节p H 值至

7 5,并预曝气0 5h 以上,恒温,进行硝化速率测定实验。每0 5h 取样一次,取好后的样品立即加

98%的浓硫酸(每10mL 加0 05mL 硫酸)以中止反应的进行,然后测定样品的NO -3 N 、NO -

2 N 和污泥的M L VSS 。

1 5 分析测试项目

分析测试项目有进水水质,A /O 池各段出水COD 、NH +

4 N 、NO -3 N 、NO -2 N 、电导率、MLSS 、MLVSS 和二沉池出水水质及SS 等,各指标均采用

国家环保局标准方法[10]。15

N 水样和沸石样在中国

科学院南京土壤研究所质谱室测试。

541

环境工程学报第4卷

2 结果讨论

2 1 沸石吸附容量和吸附特性的研究

沸石作为一种吸附剂,其吸附作用和效果是通过吸附容量、吸附速度及其影响因素综合评价的。通常采用Frend lich 和Lang m uir 吸附等温线对吸附过程、吸附容量进行表征。图2为沸石吸附氨氮后含氨氮溶液中氨氮的变化曲线。在11!条件下,沸石吸附氨氮的平衡时间为30m in 。15

N 示踪剂(99 28ato m %NH 4C l)沸石吸附速率和吸附时间的关系曲线显示具有类似的吸附效果,且吸附速率较普通NH 4C l 更快、吸附量更大。

基于上述实验结果,以30m i n 作为沸石吸附平衡时间,在30!条件下,采用38 78m g /L 高纯水配制NH 4C l

溶液进行沸石吸附能力试验。不同沸石含量吸附试验结果显示:沸石对氨氮的吸附可以用

Frend lich 等温方程式表征(q

=1 268C 3.508

),Frend li ch 常数K 和n 分别为1 268和1 835,为单分子吸附。由于1/n 略大于0 5,说明吸附质易被吸附。同样,沸石的吸附还可以用Lang m u ir 等温方程式表征。此时,Lang m uir 常数a 和b 分别为0 016和2 5,为单分子吸附,沸石单分子饱和吸附量为2 5m g 氨氮/g 沸石。

(30!,沸石4g /L,NH 4C l 浓度40mg /L )图2 氨氮吸附速率与吸附时间的关系F i g 2 R e l a tionsh i p be t w een adsorp tion ra te and

adso rpti on ti m e o f a mm onia nitrogen

2 2 沸石对城市污水氨氮的吸附研究

图3为沸石吸附初沉池出水膜过滤液的实验结果。沸石投加量为4g /L ,水温18!,p H 值7 1。结果显示沸石对污水中的溶解性COD 吸附只发生在前5m i n ,之后很少吸附,而沸石对氨氮的吸附能在较长时间内持续进行;从吸附速率看,溶解性COD 在前5m i n 的吸附速率5m g /(L ?m i n ),氨氮在前30m in 的吸附速率0 16m g /(L ?m i n ),但之后氨氮的吸附速率逐步降低;从吸附量看,污水中氨氮的吸附量较高纯水配制液明显降低。图4为沸石对初沉

池出水的吸附实验结果。对于含有非溶解性C OD 的废水,沸石对氨氮和COD 的吸附成反比,COD 浓度越

高,沸石对C OD 的吸附量逐步增加。说明非溶解性COD 在废水表面的粘附对氨氮的吸附有显著影响。

2 3 铵沸石的解吸和生物再生

在沸石强化A /O 生物脱氮工艺中试研究中,氮的来源及其生物代谢途径较为复杂。为避免这些氮源的影响,采用15

N 进行示踪研究。吸附15

N 饱和沸石的再生结果显示(表1),在电导率为600 S /c m 时,10m i n 时间就能再生近40%的吸附能力;其不同电导率条件下30m in 解吸结果显示(表1),沸石

的再生能力与电导率密切相关。电导率高,其再生

效果好。图5为不同电导率条件下解吸1h 的结果。在沸石具有相同吸附量的条件下时,铵沸石解吸量与电导率密切相关(R 2

=0 91),说明电导率(或盐度)对氨氮解吸或脱附有显著的影响。

图5 吸附量为9 14mg /g 时1h 的解吸量F ig 5 One hour deso rpti on a m ount a t adso rpti on

a m ount o f a mmon i an o f 9 14m g /g

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第3期成官文等:沸石强化A/O生物脱氮工艺氨氮去除机理研究

表1 电导率为600 S/c m时饱和沸石15N的再生效果

Table1 R egenera ti ve effect of satu rated zeolite15N

at600 S/c m of e lectr ica l conduc ti v ity

脱附时间(m i n)再生液中15N含量

(m g/L)

沸石再生率

(%)

58.9332.2 1010.6738.5 1510.9339.41 3011.0739.9 6011.4741.4

备注饱和沸石15N

吸附量

6 93m g/g

铵沸石生物再生采用硝化细菌再生。图6为吸附量为10 5m g/g的饱和沸石在池2活性污泥和充分曝气条件下的生物再生结果。再生结果显示,活性污泥的再生速度较快,能够再生80%以上的吸附能力。其中前4h再生了60%,后12h仅再生了20%。15N示踪剂生物再生结果显示,吸附了6 93m g/g的饱和铵沸石,经过池2活性污泥的好氧作用(曝气4 5h),脱附了4 84m g/g的15N,再生了 69 8%的吸附能力,具有很好的生物再生能力。可见,经过硝化细菌生物再生(曝气4~4 5h),可使饱和铵沸石在电导率解吸的基础上再提高20%~ 29 8%。盐度或电导率以及微生物的共同作用,使铵沸石具有良好的再生性能。

图6 沸石生物再生后混合液中的硝酸氮含量

F i g 6 N itric nitrogen conten t i n li qui d m i xture

after zeo lite bio l og i ca l regenera ti on

2 4 沸石强化A/O生物脱氮工艺的硝化和反硝化作用研究

表2为中试全年氨氮硝化及其去除结果。各池在A段、O段以及二沉池出水的氨氮、亚硝酸氮和硝酸氮的年均值较为接近,但沸石强化工艺各组好

表2 沸石强化A/O生物脱氮工艺全年各池O段氨氮去除情况

Table2 Re m oval effect of annual a mm on i a n itrogen in each tank of A/O

b iological n itrogen re moval process enhanced by zeolite(m g/L)

工况

进水

NH+

4

COD

A段出水

NH+

4

NO-

2

NO-

3

N

O段出水

NH+

4

NO-

2

NO-

3

N

二沉池出水

N H+

4

NO-

2

NO-

3

N 124.551770.800.1817.2718.250.910.1917.3018.400.490.2614.9115.66 224.78163 4.460.656.0011.113.570.677.0111.255.091.014.3210.42 323.28183 4.630.3810.4815.493.870.3412.2016.413.840.3212.9217.08

池1418.121120.780.158.159.080.830.1211.9012.850.690.1212.3413.15 522.8117113.510.456.0019.9612.410.618.5621.5812.980.807.3721.15 624.09181 6.020.8715.7522.645.770.8915.8322.496.390.4516.0622.90 731.30215 6.300.5118.2025.016.050.3320.9027.287.060.1520.2027.41 830.3723116.030.1510.0226.215.250.0610.4025.7115.560.0210.4226.00 124.55177 3.620.276.6110.502.690.298.8411.824.520.944.399.85 224.78163 5.300,534.7710.604.550.44 6.5911.586.261.044.7812.08 323.28183 5.930.4214.6921.045.330.3615.8821.576.010.3415.5521.90池2418.12112 1.140.6911.1813.011.120.6511.2112.980.950.7011.3813.03 522.8117116.020.937.6124.5616.780.697.8725.3417.360.798.2226.37 624.09181 5.981.6616.7923.435.33 1.4716.4423.245.521.3616.1323.01 731.3021512.900.6617.3530.9111.850.6618.2730.7813.860.5717.6832.11 830.3723112.300.288.8821.4610.790.129.3921.3810.960.048.0419.04 124.55177 2.300.289.4111.991.680.219.5611.453.070.995.249.30 224.78163 1.430.5316.3918.351.250.2318.0819.562.101.1613.8517.11 323.28183 3.930.1116.6920.732.810.0818.8921.784.530.2815.5920.40池3418.121120.950.1111.6612.721.050.1112.0913.251.100.1911.2512.54 522.8117112.930.275.1318.3311.470.2810.0021.7513.490.209.5323.22 624.09181 3.611.2614.2019.073.07 1.3914.1418.602.801.3214.3718.49 731.30215 6.050.4917.2023.743.090.3117.8021.204.690.2117.5022.40 830.3723115.250.2412.1027.5911.690.1512.4324.2710.980.1112.7023.79

注: N=[NH+

4]+[NO-2]+[NO-3]

543

环境工程学报第4卷

于对比组池2,其中较低沸石含量的池3又好于沸石含量较高的池1。据全年各工况MLVSS测定,3池全年平均值分别为3832、2307和3354mg/L,投加沸石的池1和池3微生物总量高于池2,因而促进了氨氮的硝化和去除。但池1全年MLSS为8854m g/L,远高于池3的全年5761m g/L。过高M LSS值会对含沸石活性污泥传质带来不良影响,因而其硝化效果反而低于池3,因此沸石活性污泥法需要控制适宜的沸石含量;从各工况运行结果看,各工况出水结果有所差异,这可能与工况运行条件、气温及其波动有关。低温运行和日温差变化较大时生物硝化作用弱,显示温度仍是生物硝化的主要控制性因素。生物硝化反应是由亚硝化和硝化2个过程完成的,因此,沸石强化A/O生物脱氮工艺的硝化作用应结合这两个过程进行分析。表2结果显示,池3去除的氨氮总量大于池1,而池1又大于池2,说明含沸石污泥把氨氮转化为硝酸氮的能力较对比组强。表2各工况O段出水中,池3和池1亚硝酸盐基本都低于池2,说明投加沸石利于亚硝酸盐的转化。

据W anner等[11]研究,污泥的反硝化活性可以采用污泥对氨氮的硝态氮和亚硝态氮的转化率来表示。在一个具有硝化反硝化作用的系统中,氨氮的硝态氮和亚硝态氮的转化率越高说明该系统的反硝化能力越弱,不能及时的将硝化作用产生的硝态氮和亚硝态氮反硝化掉;反之亦然,说明系统发生了明显的反硝化作用。氨氮的硝态氮和亚硝态氮的转化率计算公式如下:

=[+ (NO-2 N+NO-3N)/- (NH+4 N)]# 100%(1)式中:

+ (NO-2 N+NO-3N)为进出水的硝态氮和亚硝态氮增量(m g/L);

- (NH+4 N)为进出水氨氮的减量(m g/L)。

表3为中试全年各池氨氮的硝态氮和亚硝态氮转化率的计算结果。结果表明:各池氨氮的硝态氮和亚硝态氮的转化率池2最高,池1次之,池3相对较低,说明池3,池1次之,池2较差,显示含沸石污泥的反硝化作用优于对比组;各池反硝化能力均不强可能与进水碳氮比偏低有关。中试试验全年的COD/NH+4仅7,碳源明显不足。

为弄清问题所在,同步在现场进行了反硝化与硝化小试实验,实验采用磁力搅拌,进水分别采用初沉池出水和浓缩池的上清液,进水水量0 5L,同时投加各池O段混合液1L、二沉池回流污泥0 5L,反硝化水力停留时间1h、硝化水力停留时间3 5h。具体实验结果见表4。由表4可知,?3组小试均有较高的TN去除率(73%以上),明显不同于中试结果,说明中试A段水动力学条件对TN去除有很大的影响。中试A段装有2台75k W/h的轴流式搅拌机,导致水流沿搅拌轴形成 同心圆,水力剪切作用弱,传质不好,并在 同心圆中心出现负压而大气复氧,进而影响反硝化作用。%进水B OD5/TN 对TN去除率产生了影响。当进水的B OD5/TN由2 05提高到2 62时,总氮去除率也得到相应提高。可见,控制反硝化段的溶解氧浓度,保持适宜碳氮比仍是保证反硝化效果的关键因素。

除上述原因外,各池硝化和反硝化能力的差异还可能与各池微生物数量及其活性有关。表5为各池硝化细菌测试结果。结果显示:?反硝化细菌数普遍高出硝化菌和亚硝化菌一个数量级,说明反硝化细菌在数量上仍远高于自养细菌;%含沸石组的硝化菌和亚硝化菌的数量一般高于对比组,但数量差距并不显著,因而其对应的氨氮去除效果略好于对比组。在活性污泥系统中,反硝化细菌一般为异养细菌,其与硝化细菌相比不仅数量上,而且在生态位上都占有绝对的优势。沸石作为一种载体可以为微生物的生长繁殖提供良好的环境。沸石投加到活性污泥后利于各种微生物迅速繁殖,硝化细菌由于生长速度较慢,数量有所增加,

表3 中试各池全年氨氮的硝态氮和亚硝态氮的转化率统计表

Table3 R ercen t conversi on statistics of n itrate n itrogen and n itr te n itrogen of annual

a mm on i a n itrogen i n p ilot scale test of each tank(m g/L)

进水氨氮出水氨氮氨氮减量出水NO-2 N出水NO-3 N+ NO-x N!(%)池123.78 5.7218.060.3713.6314.0077.5池223.78 6.9216.860.7312.7713.5080.36池323.78 4.4919.290.5412.8013.3469.16 544

第3期成官文等:沸石强化A/O生物脱氮工艺氨氮去除机理研究

表4 生物脱氮小试试验

Tab le4 Pil ot test of biological nitrogen re m oval

进水

初沉池出水

BOD

5

103 2m g/L,TN50 23m g/L

污泥浓缩池上清液

BOD

5

173 1mg/L,TN66 11m g/L

反硝化时间池1池2池3池1池2池3

A段(mg/L)30m i n 5.868.0314.3511.168.5713.55 45m i n7.007.0611.9312.3012.3711.15

O段出水TN(m g/L)13.3211.7113.5016.7216.1313.48

TN去除率(%)73.676.773.176.775.679.6

表5 各池硝化细菌和反硝化细菌数量

Tab l e5 Nu m ber of n itrobac teria and den itrifying bacter i a i n each tank(个/g VSS)

时间

池1

A段O段

反硝化菌亚硝酸菌硝酸细菌

池2

A段O段

反硝化菌亚硝酸菌硝酸细菌

池3

A段O段

反硝化菌亚硝酸菌硝酸细菌

8月17日6.30#1093.63#107 2.30#108 2.41#1082.72#1071.63#108 2.85#108 3.26#1081.09#109 9月12日1.78#1098.56#1068.56#108 4.82#1086.23#1066.23#107 1.35#1097.70#1062.92#108 11月19日5.97#1096.18#107 1.11#108 1.08#1091.07#1071.93#108 1.04#109 5.71#1075.71#107 12月13日1.41#10108.35#1078.35#107 2.75#1082.79#1071.67#107 6.67#109 2.66#1071.26#108

的比例难于明显增加,因而强化生物硝化作用的效果是有限的。&投加沸石后,活性污泥系统中异养细菌也得到强化,沸石表面的异养细菌数量增多,形成有利于有机物降解和有机氮氨化的微环境,这为硝化细菌提供了充分的基质,并对硝化过程起到了促进作用。?投加沸石利于活性污泥松散,使溶解氧可以深入活性污泥的内部,氧的传质效果得到改善,并明显提高了硝化速率(表6)。

表6 不同温度下各池硝化速率

T ab le6 N itrification rate in each tank at

d ifferen t temperatures(m g NH

4

N/g M LVSS?h)温度(!)池1池2池3

12.20.9980.7020.991

182.346 2.2472.421

2 5 沸石强化A/O生物脱氮工艺中氮的去除机理探讨

沸石为一种空旷骨架结构的硅酸盐,具有分子筛的选择吸附性能,其粗糙的表明利于微生物的附着和固定,为微生物提供生息空间和环境界面。在污(废)水处理中,水动力作用比较强烈,但由于粘滞作用或粘性底层的存在,沸石和水界面附近的对流受到限制,水的流态变得相对平缓,利于微生物的附着和生长,并形成生物膜,从而构成了沸石 微生,具有了物理化学吸附、生物硝化和反硝化的功能。

由图2可知,沸石对氨氮的饱和吸附量为2 5m g氨氮/g沸石。沸石对污水中氨氮的吸附为活性污泥微生物构造了一个高氨氮浓度的界面,从而利于微生物的硝化与反硝化。

由于铵沸石的解吸或脱附与电导率关系密切(图5),且能被生物很好再生(表2和表3),说明在城市污水处理中,饱和铵沸石的解吸或脱附是生物作用和物理作用的共同结果。因此,城市污水处理过程中的沸石再生可以理解为污水中的盐度和混合液的微生物协同再生,并维持氨氮的吸附 脱附的动态平衡。在A/O工艺的O段,混合液吸附质浓度因为生物硝化而浓度降低,从而打破了沸石的吸附 脱附平衡,铵沸石中氨氮不断解吸或脱附而得到较为充分的再生,从而恢复对氨氮的吸附功能。当含再生沸石的污泥或混合液回流A段时,沸石重新吸附氨氮和粘附COD等,并在沸石表面形成了一个高梯度的基质区域,为沸石颗粒表面微生物的反硝化提高了良好的条件和空间。

由于生物再生和药剂再生能使沸石的吸附能力

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环境工程学报第4卷

再生80%左右。经生物和药剂再生协同作用后,沸石回流A 段时又恢复了原有的吸附能力,维持沸石在A 段和O 段的吸附 脱附动态平衡。故其作用机理可表示为图7

。

图7 沸石在强化A /O 生物脱氮和同步化学

除磷工艺中的作用机理

F i g 7 M echan i s m o f zeo lite i n strengthened A /O b i o logy denitrogenation and synchron ized che m i ca l

phosphorus re m oval process

3 结 论

(1)沸石对配水氨氮具有良好的吸附性能,其吸附特征可以通过Frendlich 和Langmu ir 吸附等温线表征。其吸附平衡时间为30m i n ,为单分子吸附,

饱和吸附量为2 5mg 氨氮/g 沸石。

(2)沸石对城市生活污水中氨氮吸附较纯水配水中的吸附要复杂。污水含有一定量的非溶解性颗粒状COD,其能与微生物一起大量粘附附着在沸石表面,并对氨氮吸附形成阻碍,导致沸石对氨氮和COD 的吸附成负相关。

(3)在沸石具有相同吸附量的条件下时,铵沸石解吸量与电导率密切相关,说明电导率(或盐度)对氨氮解吸或脱附有显著的影响。城市生活污水具有一定的电导率,经30m i n 的解吸,能使饱和铵沸石再生40%的饱和吸附容量;在硝化细菌和电导率的协同作用下,好氧曝气4 5h,饱和铵沸石再生率可达69 8%。

(4)含沸石污泥的硝化作用和反硝化作用较对比的普通活性污泥要好些。其微生物测试也显示,投加沸石能增加硝化细菌和反硝化细菌的数量,从而改善生物硝化和反硝化效果,但沸石投加量较大时,因传质作用受到影响其反硝化效率反而降低。本中试实验显示,沸石投加量以小于3m g /L 为宜。

(5)在沸石强化A /O 生物脱氮工艺中,沸石首先表现为吸附氨氮剂和微生物载体,从而构成了沸

石(生物复合体,并在沸石表面形成了一个较高的氨氮浓度梯度。当其进入好氧段,由于硝化细菌的硝化作用以及电导率的协同作用,沸石的吸附(脱附平衡被打破,饱和铵沸石释放在A 段吸附的氨氮,并不断被硝化。当O 段混合液回流至A 段时,硝酸盐被生物反硝化,同时再生的沸石又重新进行吸附。参考文献

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