Substancja chemiczna i proces usuwania azotu amonowego z wody

1. Czym jest azot amonowy?

Azot amonowy odnosi się do amoniaku w postaci wolnego amoniaku (lub amoniaku niejonowego, NH3) lub amoniaku jonowego (NH4+). Wyższe pH i wyższy udział wolnego amoniaku; przeciwnie, wyższy udział soli amonowej.

Azot amonowy to składnik odżywczy w wodzie, który może powodować eutrofizację. Jest on głównym zanieczyszczeniem wody zużywającym tlen, który jest toksyczny dla ryb i niektórych organizmów wodnych.

Głównym szkodliwym działaniem azotu amonowego na organizmy wodne jest wolny amoniak, którego toksyczność jest kilkadziesiąt razy większa niż soli amonowej i wzrasta wraz ze wzrostem zasadowości. Toksyczność azotu amonowego jest ściśle związana z wartością pH i temperaturą wody w basenie. Generalnie im wyższe pH i temperatura wody, tym silniejsza toksyczność.

Dwiema metodami kolorymetrycznymi o przybliżonej czułości powszechnie stosowanymi do oznaczania amoniaku są klasyczna metoda z odczynnikiem Nesslera oraz metoda z podchlorynem fenolu. Do oznaczania amoniaku powszechnie stosuje się również miareczkowania i metody elektryczne. W przypadku wysokiej zawartości azotu amoniakowego można również zastosować metodę miareczkowania destylacyjnego. (Do standardów krajowych należą metoda z odczynnikiem Natha, spektrofotometria z kwasem salicylowym oraz metoda destylacyjno-miareczkowa).

2. Proces fizycznego i chemicznego usuwania azotu

① Metoda strącania chemicznego

Metoda strącania chemicznego, znana również jako metoda strącania MAP, polega na dodaniu magnezu i kwasu fosforowego lub wodorofosforanu do ścieków zawierających azot amonowy, tak aby jon NH4+ w ściekach reagował z jonami Mg+ i PO4- w roztworze wodnym, co prowadzi do strącania fosforanu amonowo-magnezowego o wzorze sumarycznym MgNH4P04.6H2O, co pozwala na usunięcie azotu amonowego. Fosforan amonowo-magnezowy, powszechnie znany jako struwit, może być stosowany jako kompost, dodatek do gleby lub środek zmniejszający palność w materiałach konstrukcyjnych. Równanie reakcji przedstawia się następująco:

Mg++ NH4 + + PO4 – = MgNH4P04

Głównymi czynnikami wpływającymi na skuteczność chemicznego strącania są pH, temperatura, stężenie azotu amonowego oraz stosunek molowy (n(Mg+) : n(NH4+) : n(P04-)). Wyniki pokazują, że przy pH równym 10 i stosunku molowym magnezu, azotu i fosforu 1,2:1:1,2, skuteczność zabiegu jest lepsza.

Wyniki badań, w których wykorzystano chlorek magnezu i wodorofosforan disodu jako środki strącające, wskazują, że skuteczność oczyszczania jest lepsza, gdy wartość pH wynosi 9,5, a stosunek molowy magnezu, azotu i fosforu wynosi 1,2:1:1.

Wyniki wskazują, że mieszanina MgCl2+Na3PO4·12H2O jest skuteczniejsza niż inne kombinacje czynników strącających. Przy pH 10,0 i temperaturze 30°C, przy stosunku n(Mg+): n(NH4+): n(P04-) = 1:1:1, stężenie masowe azotu amonowego w ściekach po mieszaniu przez 30 minut spada z 222 mg/l przed oczyszczeniem do 17 mg/l, a stopień usunięcia wynosi 92,3%.

Metoda strącania chemicznego i metoda membrany ciekłej zostały połączone w celu oczyszczenia ścieków przemysłowych o wysokim stężeniu azotu amonowego. W warunkach optymalizacji procesu strącania, stopień usunięcia azotu amonowego osiągnął 98,1%, a następnie dalsze oczyszczanie metodą filmu ciekłego pozwoliło na obniżenie stężenia azotu amonowego do 0,005 g/l, co pozwoliło na osiągnięcie krajowej normy emisji.

Zbadano wpływ usuwania jonów metali dwuwartościowych (Ni+, Mn+, Zn+, Cu+, Fe+) innych niż Mg+ na azot amonowy pod wpływem fosforanu. Zaproponowano nowy proces wytrącania CaSO4-MAP w ściekach siarczanu amonu. Wyniki wskazują, że tradycyjny regulator NaOH można zastąpić wapnem.

Zaletą metody strącania chemicznego jest to, że przy wysokim stężeniu azotu amonowego w ściekach ograniczone jest zastosowanie innych metod, takich jak metoda biologiczna, metoda chlorowania z punktem krytycznym, metoda separacji membranowej, metoda wymiany jonowej itp. Obecnie do wstępnego oczyszczania można zastosować metodę strącania chemicznego. Skuteczność usuwania metodą strącania chemicznego jest wyższa, nie jest ona ograniczona temperaturą, a jej obsługa jest prosta. Wytrącony osad zawierający fosforan amonowo-magnezowy może być wykorzystany jako nawóz wieloskładnikowy do utylizacji odpadów, rekompensując w ten sposób część kosztów. Połączenie tej metody z niektórymi przedsiębiorstwami przemysłowymi produkującymi ścieki fosforanowe oraz solankami może obniżyć koszty farmaceutyczne i ułatwić jej zastosowanie na dużą skalę.

Wadą metody strącania chemicznego jest to, że ze względu na ograniczenie produktu rozpuszczalności fosforanu amonowo-magnezowego, po osiągnięciu określonego stężenia azotu amonowego w ściekach, efekt usuwania jest niewidoczny, a koszty produkcji znacznie wzrastają. Dlatego metodę strącania chemicznego należy stosować w połączeniu z innymi metodami oczyszczania wstępnego. Ilość zużytego odczynnika jest duża, powstaje duża ilość osadu, a koszty oczyszczania wysokie. Wprowadzenie jonów chlorkowych i resztkowego fosforu podczas dozowania środków chemicznych może łatwo spowodować wtórne zanieczyszczenie.

Hurtowy producent i dostawca siarczanu glinu | EVERBRIGHT (cnchemist.com)

Hurtowy producent i dostawca fosforanu dwusodowego | EVERBRIGHT (cnchemist.com)

②metoda wydmuchu

Usuwanie azotu amonowego metodą przedmuchiwania polega na doprowadzeniu pH do odczynu zasadowego, tak aby jon amonowy w ściekach przekształcił się w amoniak, który występuje głównie w postaci wolnego amoniaku. Następnie wolny amoniak jest usuwany ze ścieków poprzez gaz nośny, co pozwala na osiągnięcie celu, jakim jest usunięcie azotu amonowego. Głównymi czynnikami wpływającymi na wydajność przedmuchiwania są wartość pH, temperatura, stosunek gaz-ciecz, natężenie przepływu gazu, stężenie początkowe itp. Obecnie metoda przedmuchiwania jest szeroko stosowana w oczyszczaniu ścieków o wysokim stężeniu azotu amonowego.

Zbadano usuwanie azotu amonowego z odcieków składowiskowych metodą przedmuchu. Stwierdzono, że kluczowymi czynnikami kontrolującymi skuteczność przedmuchu były temperatura, stosunek gaz-ciecz oraz wartość pH. Przy temperaturze wody powyżej 259°C, stosunku gaz-ciecz około 3500 i pH około 10,5, skuteczność usuwania może osiągnąć ponad 90% dla odcieków składowiskowych o stężeniu azotu amonowego na poziomie 2000-4000 mg/l. Wyniki pokazują, że przy pH = 11,5, temperaturze strippingu 80°C i czasie strippingu 120 min, skuteczność usuwania azotu amonowego ze ścieków może osiągnąć 99,2%.

Wydajność wydmuchu ścieków o wysokim stężeniu azotu amonowego została zbadana za pomocą przeciwprądowej wieży wydmuchowej. Wyniki wykazały, że wydajność wydmuchu rosła wraz ze wzrostem wartości pH. Im większy stosunek gaz-ciecz, tym większa siła napędowa przenoszenia masy podczas strippingu amoniaku, a tym samym wzrasta wydajność strippingu.

Usuwanie azotu amonowego metodą przedmuchiwania jest skuteczne, łatwe w obsłudze i kontroli. Przedmuchiwany azot amonowy może być stosowany jako absorber z kwasem siarkowym, a powstały kwas siarkowy może być stosowany jako nawóz. Metoda przedmuchiwania jest obecnie powszechnie stosowaną technologią fizycznego i chemicznego usuwania azotu. Ma ona jednak pewne wady, takie jak częste odkładanie się kamienia w wieży przedmuchowej, niska wydajność usuwania azotu amonowego w niskiej temperaturze oraz wtórne zanieczyszczenie spowodowane gazem przedmuchowym. Metodę przedmuchiwania zazwyczaj łączy się z innymi metodami oczyszczania ścieków azotem amonowym w celu wstępnego oczyszczenia ścieków o wysokim stężeniu azotu amonowego.

③Punkt krytyczny chlorowania

Mechanizm usuwania amoniaku metodą chlorowania w punkcie krytycznym polega na tym, że chlor gazowy reaguje z amoniakiem, wytwarzając nieszkodliwy azot, a N₂ ulatnia się do atmosfery, powodując kontynuację reakcji w prawo. Wzór reakcji wygląda następująco:

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

Gdy gazowy chlor zostanie wprowadzony do ścieków do pewnego punktu, zawartość wolnego chloru w wodzie jest niska, a stężenie amoniaku wynosi zero. Gdy ilość gazowego chloru przekroczy ten punkt, ilość wolnego chloru w wodzie wzrośnie, dlatego punkt ten nazywa się punktem krytycznym, a chlorowanie w tym stanie nazywa się punktem krytycznym chlorowania.

Metoda chlorowania z punktem krytycznym jest stosowana do oczyszczania ścieków wiertniczych po przedmuchu azotem amonowym, a efekt oczyszczania jest bezpośrednio zależny od procesu wstępnego przedmuchu azotem amonowym. Po usunięciu 70% azotu amonowego ze ścieków poprzez przedmuch, a następnie oczyszczeniu metodą chlorowania z punktem krytycznym, stężenie masowe azotu amonowego w ściekach wynosi mniej niż 15 mg/l. Zhang Shengli i in. przyjęli jako obiekt badań symulowane ścieki z azotem amonowym o stężeniu masowym 100 mg/l, a wyniki badań wykazały, że głównymi i drugorzędnymi czynnikami wpływającymi na usuwanie azotu amonowego poprzez utlenianie podchlorynu sodu były stosunek ilościowy chloru do azotu amonowego, czas reakcji oraz wartość pH.

Metoda chlorowania z punktem krytycznym charakteryzuje się wysoką skutecznością usuwania azotu, osiągając nawet 100%, a stężenie amoniaku w ściekach można zredukować do zera. Efekt jest stabilny i niezależny od temperatury; wymaga mniejszych nakładów inwestycyjnych na sprzęt, zapewnia szybką i kompleksową reakcję; zapewnia sterylizację i dezynfekcję wód. Metoda chlorowania z punktem krytycznym jest stosowana w przypadku, gdy stężenie azotu amonowego w ściekach wynosi poniżej 40 mg/l, dlatego jest ona najczęściej stosowana do zaawansowanego oczyszczania ścieków zawierających azot amonowy. Wymagania dotyczące bezpiecznego użytkowania i przechowywania są wysokie, koszty oczyszczania są wysokie, a produkty uboczne, takie jak chloraminy i chlorowane związki organiczne, mogą powodować wtórne zanieczyszczenie.

④metoda utleniania katalitycznego

Metoda utleniania katalitycznego polega na działaniu katalizatora w określonej temperaturze i ciśnieniu, poprzez utlenianie powietrzem, co powoduje utlenienie materii organicznej i amoniaku w ściekach i ich rozkład na nieszkodliwe substancje, takie jak CO2, N2 i H2O, w celu osiągnięcia zamierzonego celu oczyszczenia.

Czynnikami wpływającymi na efekt utleniania katalitycznego są: właściwości katalizatora, temperatura, czas reakcji, wartość pH, stężenie azotu amoniakowego, ciśnienie, intensywność mieszania itp.

Zbadano proces degradacji ozonowanego azotu amonowego. Wyniki wykazały, że wraz ze wzrostem wartości pH powstawał rodzaj rodnika HO o silnych właściwościach utleniających, a szybkość utleniania ulegała znacznemu przyspieszeniu. Badania pokazują, że ozon może utleniać azot amonowy do azotynów i azotynów do azotanów. Stężenie azotu amonowego w wodzie maleje wraz z upływem czasu, a szybkość usuwania azotu amonowego wynosi około 82%. CuO-MnO₂-CeO₂ zastosowano jako katalizator kompozytowy do oczyszczania ścieków azotowych z azotem amonowym. Wyniki eksperymentalne pokazują, że aktywność utleniania nowo przygotowanego katalizatora kompozytowego uległa znacznej poprawie, a odpowiednie warunki procesu to 255°C, 4,2 MPa i pH = 10,8. Podczas oczyszczania ścieków azotowych z azotem amonowym o początkowym stężeniu 1023 mg/l, szybkość usuwania azotu amonowego może osiągnąć 98% w ciągu 150 min, osiągając krajową normę zrzutu wtórnego (50 mg/l).

Wydajność katalityczną fotokatalizatora TiO₂ na nośniku zeolitowym zbadano, badając szybkość degradacji azotu amonowego w roztworze kwasu siarkowego. Wyniki wskazują, że optymalna dawka fotokatalizatora TiO₂/zeolit ​​wynosi 1,5 g/l, a czas reakcji wynosi 4 godziny pod wpływem promieniowania ultrafioletowego. Szybkość usuwania azotu amonowego ze ścieków może osiągnąć 98,92%. Zbadano wpływ dwutlenku żelaza i nanotlenku chin na azot fenolowy i amonowy pod wpływem promieniowania ultrafioletowego. Wyniki wskazują, że szybkość usuwania azotu amonowego wynosi 97,5% przy pH = 9,0 roztworu azotu amonowego o stężeniu 50 mg/l, co jest wartością wyższą o 7,8% i 22,5% w porównaniu z samym dwutlenkiem żelaza lub chin.

Metoda utleniania katalitycznego ma zalety wysokiej wydajności oczyszczania, prostoty procesu, małej powierzchni dna itp. i jest często stosowana do oczyszczania ścieków o wysokim stężeniu azotu amonowego. Trudności w jej zastosowaniu wynikają z konieczności zapobiegania utracie katalizatora i ochrony antykorozyjnej urządzeń.

⑤Metoda utleniania elektrochemicznego

Metoda utleniania elektrochemicznego odnosi się do metody usuwania zanieczyszczeń z wody poprzez elektroutlenianie z aktywnością katalityczną. Czynnikami wpływającymi są gęstość prądu, natężenie przepływu na wlocie, czas na wylocie oraz czas rozpuszczania punktowego.

Zbadano elektrochemiczne utlenianie ścieków amoniakowo-azotowych w elektrolizerze przepływowym z cyrkulacją, gdzie dodatnią stroną jest sieć Ti/RuO₂-TiO₂-IrO₂-SnO₂, a ujemną stroną jest sieć Ti. Wyniki pokazują, że przy stężeniu jonów chlorkowych 400 mg/l, początkowym stężeniu azotu amoniakowego 40 mg/l, natężeniu przepływu 600 ml/min, gęstości prądu 20 mA/cm³ i czasie elektrolizy 90 min, szybkość usuwania azotu amoniakowego wynosi 99,37%. Dowodzi to, że elektrolityczne utlenianie ścieków amoniakowo-azotowych ma duże perspektywy zastosowania.

3. Proces biochemicznego usuwania azotu

①cała nitryfikacja i denitryfikacja

Nitryfikacja i denitryfikacja w pełnym procesie to biologiczna metoda, która jest szeroko stosowana od dawna. Polega ona na przekształcaniu azotu amonowego w ściekach w azot poprzez szereg reakcji, takich jak nitryfikacja i denitryfikacja, pod wpływem różnych mikroorganizmów, co pozwala na osiągnięcie zamierzonego celu oczyszczania ścieków. Proces nitryfikacji i denitryfikacji w celu usunięcia azotu amonowego składa się z dwóch etapów:

Reakcja nitryfikacji: Reakcja nitryfikacji jest przeprowadzana przez tlenowe mikroorganizmy autotroficzne. W stanie tlenowym azot nieorganiczny jest wykorzystywany jako źródło azotu do przekształcania NH4+ w NO2-, a następnie utleniania do NO3-. Proces nitryfikacji można podzielić na dwa etapy. W drugim etapie azotyn jest przekształcany w azotan (NO3-) przez bakterie nitryfikacyjne, a azotyn w azotan (NO3-) przez bakterie nitryfikacyjne.

Reakcja denitryfikacji: Reakcja denitryfikacji to proces, w którym bakterie denitryfikacyjne redukują azot azotynowy i azotanowy do azotu gazowego (N₂) w stanie niedotlenienia. Bakterie denitryfikacyjne to mikroorganizmy heterotroficzne, z których większość należy do bakterii amfitycznych. W stanie niedotlenienia wykorzystują tlen zawarty w azotanach jako akceptor elektronów oraz materię organiczną (składnik BZT w ściekach) jako donor elektronów, aby dostarczyć energię, a także ulec utlenianiu i stabilizacji.

Cały proces nitryfikacji i denitryfikacji obejmuje głównie zastosowania AO, A2O, rowów utleniających itp., co stanowi dojrzalszą metodę stosowaną w przemyśle biologicznego usuwania azotu.

Cała metoda nitryfikacji i denitryfikacji charakteryzuje się stabilnością działania, prostotą obsługi, brakiem zanieczyszczeń wtórnych i niskim kosztem. Metoda ta ma jednak pewne wady, takie jak konieczność dodania źródła węgla przy niskim stosunku C/N w ściekach, stosunkowo wysokie wymagania temperaturowe, niska wydajność w niskich temperaturach, duża powierzchnia, wysokie zapotrzebowanie na tlen oraz obecność szkodliwych substancji, takich jak jony metali ciężkich, które wywierają presję na mikroorganizmy i muszą zostać usunięte przed zastosowaniem metody biologicznej. Ponadto wysokie stężenie azotu amonowego w ściekach również hamuje proces nitryfikacji. Dlatego przed oczyszczeniem ścieków o wysokim stężeniu azotu amonowego należy przeprowadzić wstępne oczyszczanie, tak aby stężenie azotu amonowego w ściekach było mniejsze niż 500 mg/l. Tradycyjna metoda biologiczna nadaje się do oczyszczania ścieków o niskim stężeniu azotu amonowego zawierających materię organiczną, takich jak ścieki bytowe, ścieki chemiczne itp.

② Jednoczesna nitryfikacja i denitryfikacja (SND)

Gdy nitryfikacja i denitryfikacja są przeprowadzane jednocześnie w tym samym reaktorze, nazywa się to jednoczesną fermentacją denitryfikacyjną (SND). Zawartość tlenu rozpuszczonego w ściekach jest ograniczona przez szybkość dyfuzji, co powoduje powstanie gradientu tlenu rozpuszczonego w mikrośrodowisku kłaczków mikrobiologicznych lub biofilmu. Dzięki temu gradient tlenu rozpuszczonego na zewnętrznej powierzchni kłaczków mikrobiologicznych lub biofilmu sprzyja wzrostowi i namnażaniu się tlenowych bakterii nitryfikacyjnych i amoniakalnych. Im głębiej wnikają kłaczki lub membrana, tym niższe jest stężenie tlenu rozpuszczonego, co prowadzi do powstania strefy beztlenowej, w której dominują bakterie denitryfikacyjne. W ten sposób powstaje jednoczesny proces fermentacji i denitryfikacji. Czynnikami wpływającymi na jednoczesną fermentację i denitryfikację są: wartość pH, temperatura, zasadowość, źródło węgla organicznego, tlen rozpuszczony i wiek osadu.

W rowie utleniającym Carrousel zachodziła jednoczesna nitryfikacja/denitryfikacja, a stężenie tlenu rozpuszczonego pomiędzy wirnikiem napowietrzającym w rowie utleniającym Carrousel stopniowo spadało, a stężenie tlenu rozpuszczonego w dolnej części rowu utleniającego Carrousel było niższe niż w górnej. Tempo powstawania i zużycia azotu azotanowego w każdej części kanału jest niemal jednakowe, a stężenie azotu amonowego w kanale jest zawsze bardzo niskie, co wskazuje na jednoczesne zachodzenie reakcji nitryfikacji i denitryfikacji w kanale utleniającym Carrousel.

Badania nad oczyszczaniem ścieków bytowych pokazują, że im wyższy wskaźnik CODCr, tym pełniejsza denitryfikacja i lepsze usuwanie TN. Wpływ tlenu rozpuszczonego na jednoczesną nitryfikację i denitryfikację jest ogromny. Przy kontrolowanym stężeniu tlenu rozpuszczonego na poziomie 0,5–2 mg/l, całkowity efekt usuwania azotu jest dobry. Jednocześnie metoda nitryfikacji i denitryfikacji oszczędza reaktor, skraca czas reakcji, charakteryzuje się niskim zużyciem energii, oszczędnościami inwestycyjnymi i ułatwia utrzymanie stabilnego pH.

③Trawienie krótkodystansowe i denitryfikacja

W tym samym reaktorze bakterie utleniające amoniak utleniają amoniak do azotynów w warunkach tlenowych, a następnie azotyn jest bezpośrednio denitrowany, wytwarzając azot z materią organiczną lub zewnętrznym źródłem węgla jako donorem elektronów w warunkach niedotlenienia. Czynnikami wpływającymi na nitryfikację i denitryfikację krótkozasięgową są temperatura, wolny amoniak, wartość pH i tlen rozpuszczony.

Wpływ temperatury na nitryfikację krótkoterminową ścieków komunalnych bez wody morskiej i ścieków komunalnych z 30% zawartością wody morskiej. Wyniki eksperymentów pokazują, że w przypadku ścieków komunalnych bez wody morskiej, wzrost temperatury sprzyja osiągnięciu nitryfikacji krótkoterminowej. Przy 30% udziale wody morskiej w ściekach bytowych, nitryfikację krótkoterminową można lepiej osiągnąć w warunkach średniej temperatury. Uniwersytet Technologiczny w Delfcie opracował proces SHARON. Zastosowanie wysokiej temperatury (około 30-40°C) sprzyja proliferacji bakterii azotynowych, co eliminuje konkurencję ze strony bakterii azotynowych. Jednocześnie, poprzez kontrolę wieku osadu, eliminuje się bakterie azotynowe, co pozwala na zajście reakcji nitryfikacji na etapie azotynowym.

W oparciu o różnicę w powinowactwie do tlenu między bakteriami azotynowymi i bakteriami azotynowymi, Laboratorium Ekologii Mikrobiologicznej w Gandawie opracowało proces OLAND, który umożliwia akumulację azotu azotynowego poprzez kontrolowanie rozpuszczonego tlenu w celu wyeliminowania bakterii azotynowych.

Wyniki pilotażowych badań oczyszczania ścieków koksowniczych metodą nitryfikacji i denitryfikacji bliskiego zasięgu pokazują, że przy stężeniach ChZT, azotu amonowego, TN i fenolu na dopływie wynoszących odpowiednio 1201,6, 510,4, 540,1 i 110,4 mg/l, średnie stężenia ChZT, azotu amonowego, TN i fenolu na odpływie wynoszą odpowiednio 197,1, 14,2, 181,5 i 0,4 mg/l. Odpowiednie wskaźniki usuwania wyniosły odpowiednio 83,6%, 97,2%, 66,4% i 99,6%.

Proces nitryfikacji i denitryfikacji krótkoterminowej pomija etap azotanów, oszczędzając źródło węgla niezbędne do biologicznego usuwania azotu. Ma on pewne zalety w przypadku ścieków azotowych zawierających amoniak i charakteryzujących się niskim stosunkiem C/N. Nitryfikacja i denitryfikacja krótkoterminowa charakteryzuje się mniejszą ilością osadu, krótkim czasem reakcji i oszczędnością objętości reaktora. Jednak nitryfikacja i denitryfikacja krótkoterminowa wymagają stabilnej i długotrwałej akumulacji azotynów, dlatego kluczowe staje się skuteczne hamowanie aktywności bakterii nitryfikacyjnych.

④ Beztlenowe utlenianie amoniaku

Utlenianie beztlenowe to proces bezpośredniego utleniania azotu amonowego do azotu przez bakterie autotroficzne w warunkach hipoksji, przy czym akceptorem elektronów jest azot azotawy lub azot azotawy.

Zbadano wpływ temperatury i pH na aktywność biologiczną anammoX. Wyniki wykazały, że optymalna temperatura reakcji wynosiła 30°C, a wartość pH 7,8. Zbadano wykonalność beztlenowego reaktora anammoX do oczyszczania ścieków o wysokim zasoleniu i wysokim stężeniu azotu. Wyniki wykazały, że wysokie zasolenie znacząco hamowało aktywność anammoX, a to hamowanie było odwracalne. Aktywność beztlenowa anammoX osadu nieaklimatyzowanego była o 67,5% niższa niż w osadzie kontrolnym przy zasoleniu 30 g.L-1(NaCl). Aktywność anammoX osadu aklimatyzowanego była o 45,1% niższa niż w osadzie kontrolnym. Po przeniesieniu aklimatyzowanego osadu ze środowiska o wysokim zasoleniu do środowiska o niskim zasoleniu (bez solanki) aktywność beztlenowa anammoX wzrosła o 43,1%. Jednakże reaktor jest podatny na pogorszenie swojej funkcji, jeśli przez dłuższy czas pracuje w środowisku o wysokim zasoleniu.

W porównaniu z tradycyjnym procesem biologicznym, beztlenowa metoda ammoX jest bardziej ekonomiczną technologią biologicznego usuwania azotu, bez dodatkowego źródła węgla, charakteryzującą się niskim zapotrzebowaniem na tlen, brakiem potrzeby stosowania odczynników neutralizujących i mniejszą produkcją osadu. Wadami beztlenowej metody ammoX są: niska szybkość reakcji, duża objętość reaktora oraz niekorzystne dla beztlenowej metody ammoX źródło węgla, co ma praktyczne znaczenie w usuwaniu ścieków zawierających azot amonowy o niskiej biodegradowalności.

4.proces separacji i adsorpcji azotu

① metoda separacji membranowej

Metoda separacji membranowej polega na wykorzystaniu selektywnej przepuszczalności membrany do selektywnego rozdzielenia składników cieczy, aby osiągnąć cel usuwania azotu amoniakowego. Obejmuje ona odwróconą osmozę, nanofiltrację, membranę deamoniakalną i elektrodializę. Czynnikami wpływającymi na separację membranową są: parametry membrany, ciśnienie lub napięcie, wartość pH, temperatura oraz stężenie azotu amoniakowego.

W celu zbadania jakości ścieków zawierających azot amoniakowy, odprowadzanych przez hutę metali ziem rzadkich, przeprowadzono eksperyment z odwróconą osmozą, wykorzystując ścieki symulujące NH4Cl i NaCl. Stwierdzono, że w tych samych warunkach odwrócona osmoza zapewnia wyższy stopień usuwania NaCl, podczas gdy NHCl charakteryzuje się wyższą wydajnością produkcji wody. Po odwróconej osmozie stopień usunięcia NH4Cl wynosi 77,3%, co może być wykorzystane do wstępnego oczyszczania ścieków zawierających azot amoniakowy. Technologia odwróconej osmozy pozwala oszczędzać energię i zapewnia dobrą stabilność termiczną, ale charakteryzuje się niską odpornością na chlor i zanieczyszczenia.

Do oczyszczania odcieków ze składowiska odpadów zastosowano biochemiczny proces separacji z wykorzystaniem membrany nanofiltracyjnej, dzięki czemu 85–90% cieczy przepuszczalnej zostało odprowadzone zgodnie z normą, a jedynie 0–15% zagęszczonej cieczy ściekowej i mułu powróciło do zbiornika na śmieci. Ozturki i in. przeprowadzili oczyszczanie odcieków ze składowiska odpadów w Odayeri w Turcji za pomocą membrany nanofiltracyjnej, a stopień usunięcia azotu amonowego wyniósł około 72%. Membrana nanofiltracyjna wymaga niższego ciśnienia niż membrana odwróconej osmozy i jest łatwa w obsłudze.

System membranowy do usuwania amoniaku jest powszechnie stosowany w oczyszczaniu ścieków o wysokiej zawartości azotu amonowego. Azot amonowy w wodzie ma następującą równowagę: NH4- + OH- = NH3 + H2O. Podczas pracy ścieki zawierające amoniak przepływają przez płaszcz modułu membranowego, a ciecz absorbująca kwas przepływa przez rurę modułu membranowego. Wraz ze wzrostem pH ścieków lub wzrostem temperatury równowaga przesunie się w prawo, a jon amonowy NH4- stanie się wolnym gazowym NH3. W tym momencie gazowy NH3 może przedostać się z fazy ściekowej w płaszczu do fazy ciekłej absorbującej kwas w rurze przez mikropory na powierzchni włókna kanalikowego, gdzie jest absorbowany przez roztwór kwasu i natychmiast staje się jonowym NH4-. Utrzymuj pH ścieków powyżej 10 i temperaturę powyżej 35°C (poniżej 50°C), aby NH4 w fazie ściekowej stale przekształcał się w NH3, migrując do fazy ciekłej absorpcyjnej. W rezultacie stężenie azotu amonowego w ściekach stale spadało. Kwaśna faza ciekła absorpcyjna, ponieważ zawiera tylko kwas i NH4-, tworzy bardzo czystą sól amonową, która po ciągłej cyrkulacji osiąga określone stężenie, które można poddać recyklingowi. Z jednej strony, zastosowanie tej technologii może znacznie poprawić szybkość usuwania azotu amonowego ze ścieków, a z drugiej strony, może obniżyć całkowite koszty eksploatacji systemu oczyszczania ścieków.

②Metoda elektrodializy

Elektrodializa to metoda usuwania rozpuszczonych substancji stałych z roztworów wodnych poprzez przyłożenie napięcia między pary membran. Pod wpływem napięcia jony amoniaku i inne jony zawarte w ściekach amoniakowo-azotowych są wzbogacane przez membranę w stężoną wodę zawierającą amoniak, co pozwala na osiągnięcie zamierzonego celu.

Metoda elektrodializy została zastosowana do oczyszczania ścieków nieorganicznych o wysokim stężeniu azotu amonowego i przyniosła dobre rezultaty. W przypadku ścieków o zawartości azotu amonowego 2000–3000 mg/l, stopień usunięcia azotu amonowego może wynieść ponad 85%, a stężona woda amoniakalna może zostać uzyskana w 8,9%. Ilość energii elektrycznej zużywanej podczas elektrodializy jest proporcjonalna do ilości azotu amonowego w ściekach. Elektrodializa nie ogranicza wartości pH, temperatury ani ciśnienia i jest łatwa w obsłudze.

Zaletami separacji membranowej są wysoki odzysk azotu amonowego, prosta obsługa, stabilny efekt oczyszczania i brak zanieczyszczeń wtórnych. Jednak w przypadku oczyszczania ścieków o wysokim stężeniu azotu amonowego, z wyjątkiem membrany odamoniakowej, inne membrany łatwo ulegają osadzaniu się kamienia i zatykaniu, a regeneracja i płukanie wsteczne są częste, co zwiększa koszty oczyszczania. Dlatego metoda ta jest bardziej odpowiednia do wstępnego oczyszczania ścieków lub ścieków o niskim stężeniu azotu amonowego.

③ Metoda wymiany jonowej

Metoda wymiany jonowej to metoda usuwania azotu amonowego ze ścieków poprzez zastosowanie materiałów o silnej selektywnej adsorpcji jonów amoniaku. Powszechnie stosowanymi materiałami adsorpcyjnymi są węgiel aktywny, zeolit, montmorylonit i żywica jonowymienna. Zeolit ​​to rodzaj krzemoglinianu o trójwymiarowej strukturze przestrzennej, regularnej strukturze porów i otworach, wśród których klinoptylolit charakteryzuje się silną selektywną zdolnością adsorpcji jonów amoniaku i niską ceną, dlatego jest powszechnie stosowany jako materiał adsorpcyjny do ścieków zawierających azot amonowy w inżynierii. Czynniki wpływające na skuteczność oczyszczania klinoptylolitu obejmują wielkość cząstek, stężenie azotu amonowego na wlocie, czas kontaktu, wartość pH itp.

Efekt adsorpcji zeolitu na azot amonowy jest oczywisty, podobnie jak ranitu, natomiast efekt gleby i ceramizytu jest słaby. Głównym sposobem usuwania azotu amonowego z zeolitu jest wymiana jonowa, a efekt adsorpcji fizycznej jest bardzo niewielki. Efekt wymiany jonowej ceramitu, gleby i ranitu jest podobny do efektu adsorpcji fizycznej. Zdolność adsorpcyjna czterech wypełniaczy malała wraz ze wzrostem temperatury w zakresie 15-35°C i rosła wraz ze wzrostem wartości pH w zakresie 3-9. Równowaga adsorpcyjna została osiągnięta po 6 godzinach oscylacji.

Zbadano wykonalność usuwania azotu amonowego z odcieków składowiskowych poprzez adsorpcję zeolitem. Wyniki eksperymentów pokazują, że każdy gram zeolitu ma ograniczony potencjał adsorpcji wynoszący 15,5 mg azotu amonowego. Przy wielkości cząstek zeolitu 30-16 mesh, szybkość usuwania azotu amonowego sięga 78,5%. Przy tym samym czasie adsorpcji, dawce i wielkości cząstek zeolitu, im wyższe stężenie azotu amonowego w strumieniu dopływowym, tym wyższa szybkość adsorpcji. Zeolit ​​jako adsorbent jest wykonalny w usuwaniu azotu amonowego z odcieków. Jednocześnie wskazano, że szybkość adsorpcji azotu amonowego przez zeolit ​​jest niska i zeolit ​​ma trudności z osiągnięciem nasyconej zdolności adsorpcyjnej w praktyce.

Zbadano wpływ złoża biologicznego zeolitu na azot, ChZT i inne zanieczyszczenia w symulowanych ściekach wiejskich. Wyniki pokazują, że stopień usuwania azotu amonowego przez złoże biologiczne zeolitu wynosi ponad 95%, a na usuwanie azotu azotanowego w dużym stopniu wpływa czas przebywania w wodzie.

Metoda wymiany jonowej charakteryzuje się niskimi nakładami inwestycyjnymi, prostotą procesu, wygodą obsługi, odpornością na działanie substancji toksycznych i temperatury oraz możliwością ponownego wykorzystania zeolitu poprzez regenerację. Jednak w przypadku oczyszczania ścieków o wysokim stężeniu azotu amonowego regeneracja jest częsta, co wiąże się z niedogodnościami dla operatora. Dlatego też metodę tę należy łączyć z innymi metodami oczyszczania ścieków azotem amonowym lub stosować do oczyszczania ścieków o niskim stężeniu azotu amonowego.

Hurtowy producent i dostawca zeolitu 4A | EVERBRIGHT (cnchemist.com)