Kemikaali ja prosessi ammoniakkitypen poistamiseksi vedestä

1. Mikä on ammoniumtyppi?

Ammoniakkityppi tarkoittaa ammoniakkia vapaan ammoniakin (tai ionittoman ammoniakin, NH3) tai ionisen ammoniakin (NH4+) muodossa. Korkeampi pH ja suurempi vapaan ammoniakin osuus; päinvastoin, ammoniumsuolan osuus on korkea.

Ammoniakkityppi on vedessä oleva ravinne, joka voi johtaa veden rehevöitymiseen, ja se on tärkein happea kuluttava veden epäpuhtaus, joka on myrkyllistä kaloille ja joillekin vesieliöille.

Ammoniumtypen tärkein haitallinen vaikutus vesieliöihin on vapaa ammoniakki, jonka myrkyllisyys on kymmeniä kertoja suurempi kuin ammoniumsuolan ja lisääntyy emäksisyyden kasvaessa. Ammoniakkitypen myrkyllisyys liittyy läheisesti uima-allasveden pH-arvoon ja veden lämpötilaan. Yleisesti ottaen mitä korkeampi pH-arvo ja veden lämpötila ovat, sitä voimakkaampi on myrkyllisyys.

Kaksi yleisesti ammoniakin määrittämiseen käytettyä kolorimetristä ja likimääräistä herkkyyttä osoittavaa menetelmää ovat klassinen Nesslerin reagenssimenetelmä ja fenoli-hypokloriittimenetelmä. Titrauksia ja sähköisiä menetelmiä käytetään myös yleisesti ammoniakin määrittämiseen. Kun ammoniakkityppipitoisuus on korkea, voidaan käyttää myös tislaus-titrausmenetelmää. (Kansallisiin standardeihin kuuluvat Nathin reagenssimenetelmä, salisyylihappospektrofotometria ja tislaus-titrausmenetelmä.)

2. Fysikaalinen ja kemiallinen typenpoistoprosessi

① Kemiallinen saostusmenetelmä

Kemiallinen saostusmenetelmä, joka tunnetaan myös nimellä MAP-saostusmenetelmä, on magnesiumin ja fosforihapon tai vetyfosfaatin lisääminen ammoniumtyppeä sisältävään jäteveteen, jolloin jäteveden NH4+ reagoi Mg+:n ja PO4-:n kanssa vesiliuoksessa muodostaen ammoniummagnesiumfosfaatin saostuksen. Molekyylikaava on MgNH4P04.6H20, jolloin saavutetaan ammoniumtypen poisto. Magnesiumammoniumfosfaattia, joka tunnetaan yleisesti struviittina, voidaan käyttää kompostina, maan lisäaineena tai palonestoaineena rakennusmateriaaleissa. Reaktioyhtälö on seuraava:

Mg++ NH4 + + PO4 – = MgNH4P04

Kemiallisen saostuksen käsittelyvaikutukseen vaikuttavat tärkeimmät tekijät ovat pH-arvo, lämpötila, ammoniumtyppipitoisuus ja moolisuhde (n(Mg+):n(NH4+):n(P04-)). Tulokset osoittavat, että käsittelyvaikutus on parempi, kun pH-arvo on 10 ja magnesiumin, typen ja fosforin moolisuhde on 1,2:1:1,2.

Käytettäessä magnesiumkloridia ja dinatriumvetyfosfaattia saostusaineina tulokset osoittavat, että käsittelyvaikutus on parempi, kun pH-arvo on 9,5 ja magnesiumin, typen ja fosforin moolisuhde on 1,2:1:1.

Tulokset osoittavat, että MgC12+Na3PO4.12H20 on muita saostusaineyhdistelmiä parempi. Kun pH-arvo on 10,0, lämpötila on 30 ℃, n(Mg+):n(NH4+):n(P04-) = 1:1:1, jäteveden ammoniumtypen massapitoisuus 30 minuutin sekoittamisen jälkeen laskee käsittelyä edeltävästä 222 mg/l:sta 17 mg/l:aan, ja poistoaste on 92,3 %.

Kemiallinen saostusmenetelmä ja nestekalvomenetelmä yhdistettiin teollisuusjäteveden käsittelyyn, jossa on runsaasti ammoniakkityppeä. Saostusprosessin optimoinnin aikana ammoniakkitypen poistoaste nousi 98,1 prosenttiin, ja jatkokäsittely nestekalvomenetelmällä alensi ammoniakkityppipitoisuuden 0,005 g/l:aan, mikä saavutti kansallisen ensiluokkaisen päästörajan.

Tutkimuksessa selvitettiin muiden kaksiarvoisten metalli-ionien (Ni+, Mn+, Zn+, Cu+, Fe+) kuin Mg+:n poistavaa vaikutusta ammoniumtyppeen fosfaatin vaikutuksesta. Ammoniumsulfaattijätevedelle ehdotettiin uutta CaSO4-saostus-MAP-saostusprosessia. Tulokset osoittavat, että perinteinen NaOH-säätelijä voidaan korvata kalkilla.

Kemiallisen saostusmenetelmän etuna on, että kun ammoniakkityppijäteveden pitoisuus on korkea, muiden menetelmien, kuten biologisen menetelmän, katkaisupistekloorausmenetelmän, kalvoerottelumenetelmän, ioninvaihtomenetelmän jne., käyttö on rajoitettua. Tällöin kemiallista saostusmenetelmää voidaan käyttää esikäsittelyyn. Kemiallisen saostusmenetelmän poistotehokkuus on parempi, eikä lämpötila rajoita sitä, ja toiminta on yksinkertaista. Magnesium-ammoniumfosfaattia sisältävää saostettua lietettä voidaan käyttää yhdistelmälannoitteena jätteen hyödyntämiseen, mikä kompensoi osaa kustannuksista; Jos se voidaan yhdistää joidenkin fosfaattijätevettä tuottavien teollisuusyritysten ja suolaliuosta tuottavien yritysten kanssa, se voi säästää lääkekustannuksissa ja helpottaa laajamittaista käyttöä.

Kemiallisen saostusmenetelmän haittapuolena on, että ammoniummagnesiumfosfaatin liukoisuustulon rajoittumisen vuoksi poistovaikutus ei ole ilmeinen jäteveden ammoniumtypen saavuttaessa tietyn pitoisuuden ja käsittelykustannukset nousevat huomattavasti. Siksi kemiallista saostusmenetelmää tulisi käyttää yhdessä muiden edistyneeseen käsittelyyn soveltuvien menetelmien kanssa. Käytetyn reagenssin määrä on suuri, tuotettu liete on suuri ja käsittelykustannukset ovat korkeat. Kloridi-ionien ja jäännösfosforin lisääminen kemikaalien annostelun aikana voi helposti aiheuttaa toissijaista saastumista.

Alumiinisulfaatin tukkumyyjä ja -toimittaja | EVERBRIGHT (cnchemist.com)

Dibasisen natriumfosfaatin tukkumyyjä ja -toimittaja | EVERBRIGHT (cnchemist.com)

②puhallusmenetelmä

Ammoniakkitypen poisto puhallusmenetelmällä tarkoittaa pH-arvon säätämistä emäksiseksi, jolloin jäteveden ammoniakki-ioni muuttuu ammoniakiksi, jolloin se on pääasiassa vapaana ammoniakkina. Vapaa ammoniakki poistetaan jätevedestä kantokaasun mukana, jolloin ammoniakkityppi poistetaan. Puhallustehokkuuteen vaikuttavat tärkeimmät tekijät ovat pH-arvo, lämpötila, kaasu-neste-suhde, kaasun virtausnopeus ja alkupitoisuus. Tällä hetkellä puhallusmenetelmää käytetään laajalti jätevesien käsittelyssä, joissa on paljon ammoniakkityppeä.

Tutkimuksessa tutkittiin ammoniumtypen poistoa kaatopaikan suotovedestä puhallusmenetelmällä. Havaittiin, että puhalluksen tehokkuuteen vaikuttavia keskeisiä tekijöitä olivat lämpötila, kaasu-neste-suhde ja pH-arvo. Kun veden lämpötila on yli 2590 °C, kaasu-neste-suhde on noin 3500 ja pH on noin 10,5, poistoaste voi nousta yli 90 prosenttiin kaatopaikan suotovedessä, ja ammoniumtyppipitoisuus voi olla jopa 2000–4000 mg/l. Tulokset osoittavat, että kun pH on 11,5, strippauslämpötila on 80 °C ja strippausaika 120 minuuttia, ammoniumtypen poistoaste jätevedestä voi nousta 99,2 prosenttiin.

Korkean pitoisuuden omaavan ammoniakkityppijäteveden puhallustehokkuutta mitattiin vastavirtapuhallustornilla. Tulokset osoittivat, että puhallustehokkuus kasvoi pH-arvon noustessa. Mitä suurempi kaasu-neste-suhde on, sitä suurempi on ammoniakin strippausmassansiirron liikkeellepaneva voima ja sitä suurempi on myös strippaustehokkuus.

Ammoniakkitypen poisto puhallusmenetelmällä on tehokas, helppokäyttöinen ja helppo hallita. Puhallettua ammoniakkityppeä voidaan käyttää absorboijana rikkihapon kanssa, ja syntynyttä rikkihapporahaa voidaan käyttää lannoitteena. Puhallusmenetelmä on tällä hetkellä yleisesti käytetty tekniikka fysikaaliseen ja kemialliseen typenpoistoon. Puhallusmenetelmällä on kuitenkin joitakin haittoja, kuten usein esiintyvä saostuma puhallustornissa, alhainen ammoniakkitypen poistotehokkuus matalassa lämpötilassa ja puhalluskaasun aiheuttama toissijainen saastuminen. Puhallusmenetelmää yhdistetään yleensä muihin ammoniakkityppijäteveden käsittelymenetelmiin korkean ammoniakkityppijäteveden esikäsittelyyn.

③Rikkoutumispisteen klooraus

Ammoniakin poisto breakpoint-kloorauksella tapahtuu siten, että kloorikaasu reagoi ammoniakin kanssa ja tuottaa vaaratonta typpikaasua, jolloin N2 pääsee ilmakehään, jolloin reaktiolähde jatkaa matkaansa oikealle. Reaktiokaava on:

HOCl NH4 + + 1,5 – > 0,5 N2 H20 H++ Cl – 1,5 + 2,5 + 1,5)

Kun kloorikaasua siirretään jäteveteen tiettyyn pisteeseen asti, vapaan kloorin pitoisuus vedessä on alhainen ja ammoniakin pitoisuus nolla. Kun kloorikaasun määrä ohittaa pisteen, vapaan kloorin määrä vedessä kasvaa, joten tätä pistettä kutsutaan katkeamispisteeksi ja tässä tilassa tapahtuvaa kloorausta kutsutaan katkeamispisteklooraukseksi.

Katkaisupistekloorausmenetelmää käytetään porausjäteveden käsittelyyn ammoniakkityppipuhalluksen jälkeen, ja käsittelyvaikutukseen vaikuttaa suoraan esikäsittelyssä käytetty ammoniakkityppipuhallusprosessi. Kun 70 % jäteveden ammoniakkitypestä poistetaan puhalluksella ja käsitellään sitten katkeamispistekloorauksella, ammoniakkitypen massapitoisuus jätevedessä on alle 15 mg/l. Zhang Shengli ym. ottivat tutkimuskohteeksi simuloidun ammoniakkityppijäteveden, jonka massapitoisuus oli 100 mg/l, ja tutkimustulokset osoittivat, että natriumhypokloriitin hapetuksella tapahtuvaan ammoniakkitypen poistoon vaikuttavat pää- ja toissijaiset tekijät olivat kloorin ja ammoniakkitypen määräsuhde, reaktioaika ja pH-arvo.

Murtopistekloorausmenetelmällä on korkea typenpoistotehokkuus, poistoaste voi olla 100 % ja jäteveden ammoniakkipitoisuus voidaan alentaa nollaan. Vaikutus on vakaa eikä lämpötila vaikuta siihen; Vaatii vähän laitteistoinvestointeja, reagoi nopeasti ja täydellisesti; Sillä on vesistön sterilointi- ja desinfiointivaikutus. Murtopistekloorausmenetelmän soveltamisala on, että ammoniakkityppijäteveden pitoisuus on alle 40 mg/l, joten murtopistekloorausmenetelmää käytetään enimmäkseen ammoniakkityppijäteveden edistyneeseen käsittelyyn. Turvallisen käytön ja varastoinnin vaatimukset ovat korkeat, käsittelykustannukset ovat korkeat, ja sivutuotteet, kloramiinit ja klooratut orgaaniset yhdisteet, aiheuttavat toissijaista saastumista.

④katalyyttinen hapetusmenetelmä

Katalyyttinen hapetusmenetelmä on katalyytin vaikutuksesta tietyssä lämpötilassa ja paineessa ilman hapettumisen kautta jäteveden orgaaninen aines ja ammoniakki voidaan hapettaa ja hajottaa vaarattomiksi aineiksi, kuten CO2:ksi, N2:ksi ja H2O:ksi, puhdistustarkoituksen saavuttamiseksi.

Katalyyttisen hapetuksen vaikutukseen vaikuttavia tekijöitä ovat katalyytin ominaisuudet, lämpötila, reaktioaika, pH-arvo, ammoniakkityppipitoisuus, paine, sekoitusintensiteetti ja niin edelleen.

Otsonoidun ammoniumtypen hajoamisprosessia tutkittiin. Tulokset osoittivat, että pH-arvon noustessa muodostui voimakkaasti hapettuvia HO-radikaaleja, ja hapettumisnopeus kiihtyi merkittävästi. Tutkimukset osoittavat, että otsoni voi hapettaa ammoniumtypen nitriitiksi ja nitriitin nitraatiksi. Ammoniakkitypen pitoisuus vedessä pienenee ajan myötä, ja ammoniumtypen poistumisnopeus on noin 82 %. CuO-Mn02-Ce02:ta käytettiin komposiittikatalyyttinä ammoniumtyppijäteveden käsittelyssä. Kokeelliset tulokset osoittavat, että uuden komposiittikatalyytin hapetusaktiivisuus parani merkittävästi, ja sopivat prosessiolosuhteet olivat 255 ℃, 4,2 MPa ja pH = 10,8. Ammoniakkityppijäteveden käsittelyssä, kun alkupitoisuus oli 1023 mg/l, ammoniumtypen poistumisnopeus voi nousta 98 ​​%:iin 150 minuutissa, mikä saavuttaa kansallisen toissijaisen päästörajan (50 mg/l).

Zeoliitilla tuetun TiO2-fotokatalyytin katalyyttistä suorituskykyä tutkittiin tutkimalla ammoniakkitypen hajoamisnopeutta rikkihappoliuoksessa. Tulokset osoittavat, että optimaalinen Ti02/zeoliittifotokatalyytin annostus on 1,5 g/l ja reaktioaika on 4 tuntia ultraviolettisäteilytyksessä. Ammoniakkitypen poistumisnopeus jätevedestä voi olla jopa 98,92 %. Korkean rautapitoisuuden ja nanokiteisen dioksidin poistovaikutusta fenoliin ja ammoniakkityppeen ultraviolettisäteilytyksessä tutkittiin. Tulokset osoittavat, että ammoniakkitypen poistumisnopeus on 97,5 %, kun ammoniakkityppiliuokseen lisätään pH = 9,0 ja sen pitoisuus on 50 mg/l. Tämä on 7,8 % ja 22,5 % korkeampi kuin pelkän korkean rautapitoisuuden tai kiinidioksidin poistonopeus.

Katalyyttisen hapetusmenetelmän etuna on korkea puhdistustehokkuus, yksinkertainen prosessi ja pieni pohjapinta-ala, ja sitä käytetään usein korkean ammoniakkityppipitoisuuden omaavan jäteveden käsittelyyn. Sovelluksen vaikeus on katalyytin hävikin estäminen ja laitteiden korroosiosuojaus.

5. sähkökemiallinen hapetusmenetelmä

Sähkökemiallinen hapetusmenetelmä viittaa menetelmään, jossa vedestä poistetaan epäpuhtauksia katalyyttisen sähköhapetuksen avulla. Vaikuttavia tekijöitä ovat virrantiheys, sisääntulovirtausnopeus, ulostuloaika ja pisteliuosaika.

Tutkittiin ammoniakki-typpijäteveden sähkökemiallista hapetusta kiertovirtauselektrolyysikennossa, jossa positiivinen puoli on Ti/Ru02-TiO2-Ir02-SnO2-verkkosähkö ja negatiivinen puoli on Ti-verkkosähkö. Tulokset osoittavat, että kun kloridi-ionipitoisuus on 400 mg/l, alkuammoniakkityppipitoisuus on 40 mg/l, sisääntulovirtausnopeus on 600 ml/min, virrantiheys on 20 mA/cm² ja elektrolyysiaika on 90 minuuttia, ammoniakkitypen poistonopeus on 99,37 %. Tämä osoittaa, että ammoniakki-typpijäteveden elektrolyyttisellä hapetuksella on hyvät sovellusmahdollisuudet.

3. Biokemiallinen typenpoistoprosessi

①koko nitrifikaatio ja denitrifikaatio

Täysi prosessi nitrifikaatio ja denitrifikaatio on biologinen menetelmä, jota on käytetty laajalti jo pitkään. Se muuntaa jäteveden ammoniakkitypen typeksi useiden reaktioiden, kuten nitrifikaation ja denitrifikaation, kautta erilaisten mikro-organismien vaikutuksesta jätevedenpuhdistuksen tavoitteen saavuttamiseksi. Nitrifikaatio- ja denitrifikaatioprosessi ammoniakkitypen poistamiseksi vaatii kaksi vaihetta:

Nitrifikaatioreaktio: Nitrifikaatioreaktion suorittavat aerobiset autotrofiset mikro-organismit. Aerobisessa tilassa epäorgaanista typpeä käytetään typen lähteenä NH4+:n muuntamiseksi NO2-:ksi, joka hapetetaan sitten NO3-:ksi. Nitrifikaatioprosessi voidaan jakaa kahteen vaiheeseen. Toisessa vaiheessa nitrifioivat bakteerit muuttavat nitriitin nitraatiksi (NO3-) ja nitriitit nitraatiksi (NO3-).

Denitrifikaatioreaktio: Denitrifikaatioreaktio on prosessi, jossa denitrifikaatiobakteerit pelkistävät nitriittitypen ja nitraattitypen kaasumaiseksi typeksi (N2) hypoksian tilassa. Denitrifikaatiobakteerit ovat heterotrofisia mikro-organismeja, joista useimmat kuuluvat amfiktisiin bakteereihin. Hypoksian tilassa ne käyttävät nitraatin happea elektronin vastaanottajana ja orgaanista ainetta (jäteveden BOD-komponentti) elektronidonorina energian tuottamiseksi sekä hapettumiseksi ja stabiloimiseksi.

Nitrifikaatio- ja denitrifikaatiotekniikan koko prosessiin kuuluvat pääasiassa AO, A2O, hapetusojat jne., jotka ovat kypsempi menetelmä biologisessa typenpoistoteollisuudessa.

Koko nitrifikaatio- ja denitrifikaatiomenetelmän etuna on vakaa vaikutus, yksinkertainen käyttö, toissijaisen saastumisen puuttuminen ja alhaiset kustannukset. Tällä menetelmällä on myös joitakin haittoja, kuten hiililähde on lisättävä, kun jäteveden C/N-suhde on alhainen, lämpötilavaatimus on suhteellisen tiukka, hyötysuhde on alhainen matalassa lämpötilassa, pinta-ala on suuri, hapenkulutus on suuri ja joillakin haitallisilla aineilla, kuten raskasmetalli-ioneilla, on painostava vaikutus mikro-organismeihin, jotka on poistettava ennen biologisen menetelmän toteuttamista. Lisäksi jäteveden korkea ammoniakkityppipitoisuus estää myös nitrifikaatioprosessia. Siksi ennen korkean ammoniakkityppipitoisuuden omaavan jäteveden käsittelyä tulisi suorittaa esikäsittely, jotta ammoniakkityppijäteveden pitoisuus on alle 500 mg/l. Perinteinen biologinen menetelmä soveltuu matalan ammoniakkityppipitoisuuden omaavan orgaanista ainesta sisältävän jäteveden, kuten kotitalousjäteveden, kemiallisen jäteveden jne. käsittelyyn.

②Samanaikainen nitrifikaatio ja denitrifikaatio (SND)

Kun nitrifikaatio ja denitrifikaatio suoritetaan yhdessä samassa reaktorissa, sitä kutsutaan samanaikaiseksi mädätysdenitrifikaatioksi (SND). Diffuusionopeus rajoittaa jäteveden liuenneen hapen määrää, jolloin mikrobiflokin tai biofilmin mikroympäristössä muodostuu liuenneen hapen gradientti. Tämä tekee mikrobiflokin tai biofilmin ulkopinnalla olevasta liuenneen hapen gradientista suotuisan aerobisten nitrifioivien ja ammoniakkia muodostavien bakteerien kasvulle ja lisääntymiselle. Mitä syvemmälle flokkiin tai kalvoon ollaan, sitä alhaisempi on liuenneen hapen pitoisuus, mikä johtaa hapettomaan vyöhykkeeseen, jossa denitrifioivat bakteerit ovat vallitsevia. Näin muodostuu samanaikainen mädätys- ja denitrifikaatioprosessi. Samanaikaiseen mädätykseen ja denitrifikaatioon vaikuttavia tekijöitä ovat pH-arvo, lämpötila, emäksisyys, orgaanisen hiilen lähde, liuennut happi ja lietteen ikä.

Carrousel-hapetusojassa esiintyi samanaikaista nitrifikaatiota/denitrifikaatiota, ja liuenneen hapen pitoisuus Carrousel-hapetusojan ilmastetun siipipyörän välissä laski vähitellen. Liuenneen hapen määrä Carrousel-hapetusojan alaosassa oli pienempi kuin yläosassa. Nitraattitypen muodostumis- ja kulutusnopeudet kanavan jokaisessa osassa ovat lähes samat, ja ammoniumtypen pitoisuus kanavassa on aina hyvin alhainen, mikä osoittaa, että nitrifikaatio- ja denitrifikaatioreaktiot tapahtuvat samanaikaisesti Carrousel-hapetusojassa.

Kotitalousjäteveden käsittelyä koskeva tutkimus osoittaa, että mitä korkeampi CODCr on, sitä täydellisempi denitrifikaatio on ja sitä parempi on typen poisto. Liuenneen hapen vaikutus samanaikaiseen nitrifikaatioon ja denitrifikaatioon on suuri. Kun liuenneen hapen määrä pidetään 0,5–2 mg/l:ssa, typen kokonaispoistovaikutus on hyvä. Samalla nitrifikaatio- ja denitrifikaatiomenetelmä säästää reaktoria, lyhentää reaktioaikaa, vähentää energiankulutusta, säästää investointeja ja helpottaa pH-arvon pitämistä vakaana.

③Lyhytkantainen mädätys ja denitrifikaatio

Samassa reaktorissa ammoniakkia hapettavia bakteereja käytetään hapettamaan ammoniakki nitriitiksi aerobisissa olosuhteissa, ja sitten nitriitti denitrifikoidaan suoraan typen tuottamiseksi orgaanisen aineen tai ulkoisen hiilen lähteen avulla elektronidonorina hypoksian olosuhteissa. Lyhyen kantaman nitrifikaation ja denitrifikaation vaikuttavia tekijöitä ovat lämpötila, vapaa ammoniakki, pH-arvo ja liuennut happi.

Lämpötilan vaikutus merivedettömän ja 30 % merivettä sisältävän kunnallisen jäteveden lyhyen kantaman nitrifikaatioon. Kokeelliset tulokset osoittavat, että merivedettömässä kunnallisessa jätevedessä lämpötilan nostaminen edistää lyhyen kantaman nitrifikaatiota. Kun meriveden osuus kotitalousjätevedestä on 30 %, lyhyen kantaman nitrifikaatio voidaan saavuttaa paremmin keskilämpötiloissa. Delftin teknillinen yliopisto kehitti SHARON-prosessin, jossa korkean lämpötilan (noin 30–4090 °F) käyttö edistää nitriittibakteerien lisääntymistä, jolloin nitriittibakteerit menettävät kilpailua. Lietteen iän säätely puolestaan ​​eliminoi nitriittibakteerit, jolloin nitrifikaatioreaktio tapahtuu nitriittivaiheessa.

Nitriittibakteerien ja nitriittibakteerien happiaffiniteetin erojen perusteella Gentin mikrobiekologian laboratorio kehitti OLAND-prosessin nitriittitypen keräämiseksi kontrolloimalla liuennutta happea nitriittibakteerien eliminoimiseksi.

Koksausjäteveden käsittelyn lyhyen kantaman nitrifikaatiolla ja denitrifikaatiolla pilottikokeen tulokset osoittavat, että kun sisääntulevan veden kemiallinen hapenkulutus (COD), ammoniumtyppi, tritium-nitraatti ja fenolipitoisuudet ovat 1201,6, 510,4, 540,1 ja 110,4 mg/l, niin jäteveden keskimääräiset kemiallisen hapenkulutuksen (COD), ammoniumtypen, tritium-nitraatin ja fenolin pitoisuudet ovat vastaavasti 197,1, 14,2, 181,5 ja 0,4 mg/l. Vastaavat poistoasteet olivat 83,6 %, 97,2 %, 66,4 % ja 99,6 %.

Lyhyen kantaman nitrifikaatio- ja denitrifikaatioprosessissa ei käytetä nitraattivaihetta, mikä säästää biologiseen typenpoistoon tarvittavaa hiilenlähdettä. Sillä on tiettyjä etuja ammoniumtyppijätevedelle, jossa on alhainen C/N-suhde. Lyhyen kantaman nitrifikaatiolla ja denitrifikaatiolla on etuna pienempi lietemäärä, lyhyt reaktioaika ja reaktorin tilavuuden säästö. Lyhyen kantaman nitrifikaatio ja denitrifikaatio edellyttävät kuitenkin nitriitin vakaata ja pysyvää kertymistä, joten nitrifioivien bakteerien aktiivisuuden tehokas estäminen on avainasemassa.

④ Anaerobinen ammoniakin hapetus

Anaerobinen ammoksidaatio on prosessi, jossa autotrofiset bakteerit hapettavat ammoniumtypen suoraan typeksi hypoksian olosuhteissa, ja elektronin vastaanottajana toimii typpityppi tai typpityppi.

Lämpötilan ja pH:n vaikutuksia anammoX:n biologiseen aktiivisuuteen tutkittiin. Tulokset osoittivat, että optimaalinen reaktiolämpötila oli 30 ℃ ja pH-arvo 7,8. Anaerobisen ammoX-reaktorin soveltuvuutta korkean suolapitoisuuden ja korkean typpipitoisuuden omaavan jäteveden käsittelyyn tutkittiin. Tulokset osoittivat, että korkea suolapitoisuus esti merkittävästi anammoX:n aktiivisuutta, ja tämä esto oli palautuva. Akklimatisoimattoman lietteen anaerobinen ammoksi-aktiivisuus oli 67,5 % alhaisempi kuin kontrollilietteen 30 g.L-1 (NaC1) suolapitoisuuden alla. Akklimatisoidun lietteen anammoX-aktiivisuus oli 45,1 % alhaisempi kuin kontrollilietteen. Kun akklimatisoitu liete siirrettiin korkean suolapitoisuuden ympäristöstä matalan suolapitoisuuden ympäristöön (ei suolaliuosta), anaerobinen ammoX-aktiivisuus lisääntyi 43,1 %. Reaktorin toiminta heikkenee kuitenkin altis, kun sitä käytetään korkeassa suolapitoisuudessa pitkään.

Verrattuna perinteiseen biologiseen prosessiin, anaerobinen ammoX on taloudellisempi biologinen typenpoistotekniikka, jossa ei ole ylimääräistä hiilenlähdettä, on alhainen hapenkulutus, ei tarvita neutraloivia reagensseja ja lietettä muodostuu vähemmän. Anaerobisen ammoX:n haittoja ovat hidas reaktionopeus, suuri reaktorin tilavuus ja anaerobiselle amMOX:lle epäsuotuisa hiilenlähde, millä on käytännön merkitystä huonosti biohajoavan ammoniumtyppijäteveden ratkaisussa.

4.erottelu- ja adsorptiotyppenpoistoprosessi

① kalvoerottelumenetelmä

Kalvoerotusmenetelmässä käytetään kalvon selektiivistä läpäisevyyttä nesteen komponenttien erottamiseen selektiivisesti ammoniakkitypen poistamiseksi. Menetelmiin kuuluvat käänteisosmoosi, nanofiltraatio, deammoniakkikalvo ja elektrodialyysi. Kalvoerotukseen vaikuttavia tekijöitä ovat kalvon ominaisuudet, paine tai jännite, pH-arvo, lämpötila ja ammoniakkityppipitoisuus.

Harvinaisten maametallien sulaton purkaman ammoniakkityppijäteveden vedenlaadun mukaan suoritettiin käänteisosmoosikoe NH4C1- ja NaCI-simuloiduilla jätevesillä. Havaittiin, että samoissa olosuhteissa käänteisosmoosilla on korkeampi NaCl:n poistonopeus, kun taas NHCl:lla on korkeampi veden tuotantonopeus. NH4C1:n poistonopeus on 77,3 % käänteisosmoosikäsittelyn jälkeen, jota voidaan käyttää ammoniakkityppijäteveden esikäsittelynä. Käänteisosmoositekniikka voi säästää energiaa ja sillä on hyvä lämmönkestävyys, mutta kloorinkestävyys ja saasteiden kestävyys ovat huonoja.

Kaatopaikan suotoveden käsittelyyn käytettiin biokemiallista nanofiltraatiokalvoerotteluprosessia, jossa 85–90 % läpäisevästä nesteestä poistettiin standardin mukaisesti ja vain 0–15 % väkevöidystä jätevesinesteestä ja mudasta palautettiin jätevesisäiliöön. Ozturki ym. käsittelivät Turkin Odayerin kaatopaikan suotovettä nanofiltraatiokalvolla, ja ammoniumtypen poistonopeus oli noin 72 %. Nanofiltraatiokalvo vaatii alhaisempaa painetta kuin käänteisosmoosikalvo, ja se on helppokäyttöinen.

Ammoniakkia poistavaa kalvojärjestelmää käytetään yleisesti jäteveden käsittelyssä, jossa on paljon ammoniakkityppeä. Veden ammoniakkitypen tasapaino on seuraava: NH4- +OH- = NH3+H2O. Käytössä ammoniakkia sisältävä jätevesi virtaa kalvomoduulin kuoressa ja happoa imevä neste virtaa kalvomoduulin putkessa. Kun jäteveden pH nousee tai lämpötila nousee, tasapaino siirtyy oikealle ja ammoniumioni NH4- muuttuu vapaaksi kaasumaiseksi NH3:ksi. Tällöin kaasumainen NH3 voi päästä putkessa olevaan happoabsorptionestefaasiin kuoresta onttokuidun pinnalla olevien mikrohuokosten kautta, jolloin happoliuos imee sen ja muuttuu välittömästi ioniseksi NH4-:ksi. Jäteveden pH-arvon tulisi olla yli 10 ja lämpötilan yli 35 °C (alle 50 °C), jolloin jätevesifaasin NH4 muuttuu jatkuvasti NH3:ksi absorptionestefaasiin. Tämän seurauksena ammoniakkitypen pitoisuus jäteveden puolella laski jatkuvasti. Happoa imevä nestemäinen faasi muodostaa, koska siinä on vain happoa ja NH4-:a, erittäin puhtaan ammoniumsuolan ja saavuttaa jatkuvan kierron jälkeen tietyn pitoisuuden, joka voidaan kierrättää. Toisaalta tämän teknologian käyttö voi parantaa huomattavasti ammoniumtypen poistonopeutta jätevedestä ja toisaalta se voi vähentää jätevedenpuhdistusjärjestelmän kokonaiskäyttökustannuksia.

②elektrodialyysimenetelmä

Elektrodialyysi on menetelmä, jolla liuenneita kiinteitä aineita poistetaan vesiliuoksista kytkemällä jännite kalvoparien väliin. Jännitteen vaikutuksesta ammoniakki-typpijäteveden ammoniakki-ionit ja muut ionit rikastuvat kalvon läpi ammoniakkipitoiseen väkevöityyn veteen poiston tavoitteen saavuttamiseksi.

Elektrodialyysimenetelmää käytettiin käsittelemään epäorgaanista jätevettä, jossa oli korkea ammoniumtyppipitoisuus, ja sillä saavutettiin hyviä tuloksia. 2000–3000 mg/l ammoniumtyppijätevedessä ammoniumtypen poistoaste voi olla yli 85 % ja väkevöityä ammoniakkivettä voidaan saada 8,9 %. Elektrodialyysin aikana kulutetun sähkön määrä on verrannollinen jäteveden ammoniumtypen määrään. Jäteveden elektrodialyysikäsittelyä ei rajoita pH-arvo, lämpötila tai paine, ja sitä on helppo käyttää.

Kalvoerottelun etuja ovat ammoniumtypen korkea talteenottoaste, yksinkertainen käyttö, vakaa käsittelyvaikutus ja toissijaisen saastumisen puuttuminen. Korkean ammoniumtyppipitoisuuden omaavan jäteveden käsittelyssä muut kalvot, lukuun ottamatta deammoniumoitua kalvoa, kuitenkin helposti kalkkeutuvat ja tukkeutuvat, ja regenerointi ja vastavirtapesu ovat yleisiä, mikä lisää käsittelykustannuksia. Siksi tämä menetelmä soveltuu paremmin esikäsittelyyn tai matalan ammoniumtyppipitoisuuden omaavan jäteveden käsittelyyn.

③ Ioninvaihtomenetelmä

Ioninvaihtomenetelmä on menetelmä ammoniakkitypen poistamiseksi jätevedestä käyttämällä materiaaleja, joilla on voimakas ammoniakki-ionien selektiivinen adsorptio. Yleisesti käytettyjä adsorptiomateriaaleja ovat aktiivihiili, zeoliitti, montmorilloniitti ja vaihtohartsi. Zeoliitti on eräänlainen piialuminaatti, jolla on kolmiulotteinen spatiaalinen rakenne, säännöllinen huokosrakenne ja reikiä. Klinoptiloliitilla on voimakas adsorptiokyky ammoniakki-ioneille ja se on edullinen, joten sitä käytetään yleisesti adsorptiomateriaalina ammoniakkityppeen jätevedessä tekniikassa. Klinoptiloliitin käsittelytehoon vaikuttavia tekijöitä ovat hiukkaskoko, sisään tulevan ammoniakkitypen pitoisuus, kosketusaika, pH-arvo ja niin edelleen.

Zeoliitin adsorptiovaikutus ammoniumtyppeen on ilmeinen, seuraavaksi tärkein on raniitti, ja maaperän ja keramiitin vaikutus on heikko. Tärkein tapa poistaa ammoniumtyppeä zeoliitista on ioninvaihto, ja fysikaalinen adsorptiovaikutus on hyvin pieni. Keramiitin, maaperän ja raniitin ioninvaihtovaikutus on samanlainen kuin fysikaalinen adsorptiovaikutus. Neljän täyteaineen adsorptiokapasiteetti laski lämpötilan noustessa 15–35 ℃:n välillä ja kasvoi pH-arvon noustessa 3–9:n välillä. Adsorptiotasapaino saavutettiin 6 tunnin värähtelyn jälkeen.

Tutkimuksessa selvitettiin ammoniumtypen poistamisen toteutettavuutta kaatopaikan suotovedestä zeoliittiadsorptiolla. Kokeelliset tulokset osoittavat, että yhdellä grammalla zeoliittia on rajoitettu 15,5 mg:n ammoniumtyppeä. Kun zeoliitin hiukkaskoko on 30–16 mesh, ammoniumtypen poistonopeus on 78,5 %. Samalla adsorptioajalla, annostuksella ja zeoliitin hiukkaskoolla mitä suurempi on sisään tulevan ammoniakkitypen pitoisuus, sitä suurempi on adsorptionopeus, ja zeoliitti adsorbenttina pystyy poistamaan ammoniumtyppeä suotovedestä. Samalla huomautetaan, että zeoliitin ammoniumtypen adsorptionopeus on alhainen, ja zeoliitin on vaikea saavuttaa kyllästysadsorptiokykyä käytännössä.

Biologisen zeoliittipedin vaikutusta typen, kemiallisen hapenkulutuksen ja muiden epäpuhtauksien poistoon simuloidussa kylän jätevedessä tutkittiin. Tulokset osoittavat, että biologisen zeoliittipedin ammoniumtypen poistonopeus on yli 95 %, ja nitraattitypen poistumiseen vaikuttaa merkittävästi hydraulinen viipymäaika.

Ioninvaihtomenetelmän etuna on pieni investointi, yksinkertainen prosessi, kätevä käyttö, kestävyys myrkyille ja lämpötiloille sekä zeoliitin uudelleenkäyttö regeneroinnin avulla. Kuitenkin käsiteltäessä korkean pitoisuuden omaavaa ammoniakkityppijätevettä regenerointi on usein toistuvaa, mikä haittaa toimintaa, joten se on yhdistettävä muihin ammoniakkityppikäsittelymenetelmiin tai käytettävä matalan pitoisuuden omaavan ammoniakkityppijäteveden käsittelyyn.

Tukku 4A-zeoliittivalmistaja ja -toimittaja | EVERBRIGHT (cnchemist.com)