多级流化床-曝气生物滤池中试处理高氨氮废水

吉飞, 王成波, 李继, 李永. 多级流化床-曝气生物滤池中试处理高氨氮废水[J]. 环境工程学报, 2019, 13(7): 1584-1591. doi: 10.12030/j.cjee.201809188
引用本文: 吉飞, 王成波, 李继, 李永. 多级流化床-曝气生物滤池中试处理高氨氮废水[J]. 环境工程学报, 2019, 13(7): 1584-1591. doi: 10.12030/j.cjee.201809188
JI Fei, WANG Chengbo, LI Ji, LI Yong. Pilot test of multi-stage fluidized bed-biological aerated filter for high-strength ammonia-nitrogen wastewater treatment[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(7): 1584-1591. doi: 10.12030/j.cjee.201809188
Citation: JI Fei, WANG Chengbo, LI Ji, LI Yong. Pilot test of multi-stage fluidized bed-biological aerated filter for high-strength ammonia-nitrogen wastewater treatment[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(7): 1584-1591. doi: 10.12030/j.cjee.201809188

多级流化床-曝气生物滤池中试处理高氨氮废水

    作者简介: 吉飞(1983—),男,博士,高级工程师。研究方向:工业废水处理。E-mail:020710117@163.com
    通讯作者: 王成波(1995—),男,硕士,助理工程师。研究方向:工业废水处理。E-mail:929724305@qq.com
  • 中图分类号: X703.1

Pilot test of multi-stage fluidized bed-biological aerated filter for high-strength ammonia-nitrogen wastewater treatment

    Corresponding author: WANG Chengbo, 929724305@qq.com
  • 摘要: 采用多级流化床-曝气生物滤池组合工艺,以高氨氮工业废水为处理对象,研究了中试系统的启动方法、稳定运行阶段对污染物的去除效能及与传统活性污泥法相比的优势。结果表明:采用控制进水流量和逐步增加进水负荷的运行方法,历时近50 d,可实现中试系统的启动;启动阶段,系统对COD和NH4+-N的平均去除率分别为68.74%和97.92%,出水COD和NH4+-N的质量浓度平均分别为176.35 mg·L-1和13.52 mg·L-1;稳定运行阶段,系统在进水流量为2.0 m3·d-1 的工况下,对COD和NH4+-N的平均去除率分别为92.66%和99.32%,出水COD和NH4+-N的质量浓度平均分别为152.24 mg·L-1和1.32 mg·L-1,其中,出水的NH4+-N可以稳定达到地表水Ⅳ类水标准。与传统活性污泥法工艺相比较,该中试系统可以实现对COD的去除率从85.37%增加到92.66%,对NH4+-N的去除率从72.53%增加到99.32%。
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  • 图 1  实验工艺流程图及装置

    Figure 1.  Process flow diagram of test and picture of equipments

    图 2  中试启动阶段初期系统好氧池污泥情况

    Figure 2.  Sludge in aerobic pool of the pilot system at its initial stage of start-up phase

    图 3  中试启动阶段后期系统好氧池污泥情况

    Figure 3.  Sludge in aerobic pool of the pilot system at its later stage of start-up phase

    图 4  硝化菌驯化阶段系统COD去除效果

    Figure 4.  COD removal efficiency of the pilot system at its nitrifying bacteria acclimation stage

    图 5  硝化菌驯化阶段系统NH4+-N去除效果

    Figure 5.  NH4+-N removal efficiency of the pilot system at its nitrifying bacteria acclimation stage

    图 6  启动阶段系统对COD的去除效果

    Figure 6.  COD removal efficiency of the pilot system at its startup stage

    图 7  启动阶段系统对NH4+-N的去除效果

    Figure 7.  NH4+-N removal efficiency of the pilot system at its startup stage

    图 8  稳定运行状态下系统对COD的去除效果

    Figure 8.  COD removal efficiency of the pilot system at its steady operation stage

    图 9  稳定运行状态下系统各反应单元对 COD的去除效果

    Figure 9.  COD removal efficiency of each unit in the pilot system at its steady operation stage

    图 10  稳定运行状态下系统对NH4+-N的去除效果

    Figure 10.  NH4+-N removal efficiency of the pilot system at its steady operation stage

    图 11  稳定运行状态下系统各反应单元对NH4+-N的去除效果

    Figure 11.  NH4+-N removal efficiency of each unit in the pilot system at its steady operation stage

    表 1  实验各反应单元的外观尺寸

    Table 1.  Size of each experimental reaction unit

    反应单元 长/m 宽/m 高/m
    厌氧池 0.8 0.4 3.15
    缺氧池 0.8 0.8 3.15
    好氧池1 1.2 0.8 3.15
    好氧池2 0.8 0.8 3.15
    好氧池3 1.6 0.8 2.7
    反应单元 长/m 宽/m 高/m
    厌氧池 0.8 0.4 3.15
    缺氧池 0.8 0.8 3.15
    好氧池1 1.2 0.8 3.15
    好氧池2 0.8 0.8 3.15
    好氧池3 1.6 0.8 2.7
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  • [1] 崔树军, 谷立坤, 张建云, 等.高氨氮废水的处理技术及研究应用现状[J].中国给水排水, 2013, 26(14): 26-29.
    [2] 金源, 夏建新, 张紫君.工业废水中氨氮处理方法比较分析[J].工业水处理, 2013, 33(7): 5-10. doi: 10.3969/j.issn.1005-829X.2013.07.002
    [3] 刘亚敏, 郝卓莉.高氨氮废水处理技术及研究现状分析[J].水处理技术, 2014, 3(5): 7-11.
    [4] WEN X, GONG B Z, ZHOU J, et al. Efficient simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification (SNAD) system equipped with a real-time dissolved oxygen (DO) intelligent control system and microbial community shifts of different substrate concentrations[J]. Water Research, 2017, 119: 201-211. doi: 10.1016/j.watres.2017.04.052
    [5] 郝火凡, 胡晓明.高氮垃圾渗滤液SBBR生物脱氮工艺特性研究[J].水处理技术, 2013, 35(9): 48-51.
    [6] 于跃, 李渊博. A2O氧化沟-混凝沉淀-反硝化深床滤池工艺在大型经开区污水处理中的应用[J].工业用水与废水, 2016, 47(3): 3-5.
    [7] 郑彭生, 吴雪茜, 周如禄, 等.处理高氨氮废水亚硝化细菌培养实验研究[J].水处理技术, 2018, 44(2): 60-62.
    [8] 刘平, 王晓, 刘春.微气泡曝气生物流化床反应器SNAD过程脱氮性能研究[J].水处理技术, 2018, 44(5): 113-118.
    [9] KERMANSHAHI A, KARAMANEV D, MARGARITIS A. Biodegradation of petroleum hydrocarbons in an immobilized cell airlift bioreactor[J]. Water Research, 2015, 39(15): 3704-3714.
    [10] SARAVANAN P, PAKSHIRAJAN K, SAHA P. Biodegradation of phenol and m-cresol in a batch and fed batch operated internal loop airlift bioreactor by indigenous mixed microbial culture predominantly pseudomonas[J]. Bioresource Technology, 2014, 99(18): 8553-8558.
    [11] 吴锦华, 李平, 谭展机, 等.三相生物流化床处理苯胺废水的硝化特性研究[J].水处理技术, 2015, 33(9): 30-33.
    [12] DENG L J, GUO W S, NGO H H. New functional biocarriers for enhancing the performance of a hybrid moving bed biofilm reactor-membrane bioreactor system[J]. Bioresource Technology, 2016, 208: 87-93. doi: 10.1016/j.biortech.2016.02.057
    [13] KRITHIKA D, PHILIPI P. Treatment of wastewater from water based paint industries using submerged attached growth reactor[J]. Bioresource Technology, 2016, 93(16): 8467-8471.
    [14] BASSIN J P, DIAS I N, CAO S M S, et al. Effect of increasing organic loading rates on the performance of moving-bed biofilm reactors filled with different support media: Assessing the activity of suspended and attached biomass fractions[J]. Process Safety and Environmental Protection, 2016, 100: 131-141. doi: 10.1016/j.psep.2016.01.007
    [15] 何岩, 周恭明, 赵由才, 等.亚硝酸型硝化-厌氧氨氧化联合工艺处理"中老龄"垃圾渗滤液[J].给水排水, 2016, 32(10): 43-46.
    [16] ZHANG L, LIU J L, LIU C. Performance of a fixed-bed biofilm reactor with microbubble aeration in aerobic wastewater treatment[J]. Water Science and Technology, 2016, 74(1): 138-146. doi: 10.2166/wst.2016.187
    [17] 国家环境保护总局.水和废水监测分析方法[M]. 4版.北京:中国环境科学出版社, 2002.
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出版历程
  • 收稿日期:  2018-09-29
  • 录用日期:  2019-03-04
  • 刊出日期:  2019-07-26

多级流化床-曝气生物滤池中试处理高氨氮废水

    通讯作者: 王成波(1995—),男,硕士,助理工程师。研究方向:工业废水处理。E-mail:929724305@qq.com
    作者简介: 吉飞(1983—),男,博士,高级工程师。研究方向:工业废水处理。E-mail:020710117@163.com
  • 1. 深圳市深投环保科技有限公司,深圳 518049
  • 2. 哈尔滨工业大学深圳研究生院,深圳 518055

摘要: 采用多级流化床-曝气生物滤池组合工艺,以高氨氮工业废水为处理对象,研究了中试系统的启动方法、稳定运行阶段对污染物的去除效能及与传统活性污泥法相比的优势。结果表明:采用控制进水流量和逐步增加进水负荷的运行方法,历时近50 d,可实现中试系统的启动;启动阶段,系统对COD和NH4+-N的平均去除率分别为68.74%和97.92%,出水COD和NH4+-N的质量浓度平均分别为176.35 mg·L-1和13.52 mg·L-1;稳定运行阶段,系统在进水流量为2.0 m3·d-1 的工况下,对COD和NH4+-N的平均去除率分别为92.66%和99.32%,出水COD和NH4+-N的质量浓度平均分别为152.24 mg·L-1和1.32 mg·L-1,其中,出水的NH4+-N可以稳定达到地表水Ⅳ类水标准。与传统活性污泥法工艺相比较,该中试系统可以实现对COD的去除率从85.37%增加到92.66%,对NH4+-N的去除率从72.53%增加到99.32%。

English Abstract

  • 随着水环境质量的要求越来越高,工业废水的排放标准也越来越严格。其中氨氮是当下水环境治理的重要指标,同时工业废水氨氮浓度差异大,处理工艺多样化,但高标准的达标工艺还有所欠缺[1-6]。一般的工业废水污染物排放标准中,COD≤80 mg·L-1、NH4+-N≤25 mg·L-1、TN≤35 mg·L-1、TP≤0.5 mg·L-1,这已经不能满足城市发展的需要,各企业需要达到更高的污染物排放标准。因而迫切需要对工业废水的深度处理展开研究[7-10]

    由于生物法处理技术具有操作管理简单、出水效果稳定、不产生二次污染、经济性较好等优点,是目前处理高氨氮工业废水的常用工艺[11]。目前常见的处理工艺有传统生物硝化反硝化技术、同步硝化反硝化(SND)技术、短程硝化反硝化(SHARON)技术、厌氧氨氧化(ANAMMOX)技术等[12]。传统的生物脱氮技术方面,KRITHIKA等[13]采用A/O膜生物反应器工艺处理工业废水,实现了连续6个月的稳定运行,达到出水NH4+-N浓度低于5 mg·L-1的去除效果。BASSIN等[14]在膜生物反应器中应用同步硝化反硝化时发现,在DO为1 mg·L-1,C/N=30,pH=7.2条件下,COD、NH4+-N和TN的去除率分别为96%、95%和92%,但该工艺仍处于进一步研究阶段,尚未应用于工程实践中。何岩等[15]应用SHARON与ANAMMOX耦合工艺处理垃圾渗滤液,在进水NH4+-N和NO2--N浓度均不超过250 mg·L-1的情况下,去除率可分别达到80%和90%。

    常规活性污泥法受限于进水COD过高,系统中的硝化菌生长受到很大的限制,所以系统对NH4+-N的去除效果较差[16]。在对污染物的去除过程中,需要将COD和NH4+-N的去除过程区别开,避免高COD值对硝化作用的抑制。因此,针对高氨氮工业废水的特点,提出多级流化床-曝气生物滤池组合工艺,可以保证活性污泥的相对独立性,分别实现对不同污染物的去除,避免相互之间的干扰影响。本研究以高氨氮工业废水为处理对象,实现中试系统的成功启动,研究废水处理效果,并将其与传统活性污泥法进行比较,为高氨氮工业废水处理应用提供参考。

  • 实验工艺流程如图 1所示,实验各反应单元的外观尺寸见表 1。实验装置主体采用不锈钢材料的一体化设备。厌氧、缺氧及好氧池1、2采用流化床构造,好氧池3为BAF构造。中试系统各反应单元的有效容积分别是,厌氧池为1 m3、缺氧池为2 m3、好氧池1为3 m3、好氧池2为2 m3、好氧池3为3.4 m3

    运行时,废水通过计量泵进入厌氧池,系统内部依靠重力流来运行,各反应单元采用底盘曝气的方式提供搅拌作用和溶解氧的条件,系统回流采用离心泵进行控制。

    各处理单元的运行参数和作用均不同。厌氧池、缺氧池和好氧池的溶解氧分别控制在0.23~ 0.34 mg·L-1、0.36~0.45 mg·L-1和5.17~6.74 mg·L-1,厌氧、缺氧及好氧池1、2、3的HRT分别是12、24、36、24和40 h。厌氧池提高了水质的可生化性,缺氧池的反硝化作用有利于降低后续好氧池的COD值,避免其对硝化作用的抑制。好氧池阶段增加了曝气生物滤池,对NH4+-N的去除率更高。

  • 系统启动方法的研究。启动的研究重点在于控制进水负荷,并结合水质波动和各反应单元污染物浓度的变化,调整相关参数。高氨氮工业废水的COD较高,在传统活性污泥法工艺中,其对硝化菌的生长有较强的抑制作用,导致系统对硝化效能较差。在中试的启动过程中,进水流量先控制在0.5 m3·d-1,随后逐渐增加进水流量,保证系统逐渐适应高有机物负荷的条件,实现系统的尽快启动。

    系统稳定运行的研究。高氨氮工业废水的进水负荷波动性较大,对中试系统的冲击也较大。系统的运行过程中,需要密切关注相关参数的调整,提升并保证系统良好的抵御进水冲击负荷的能力。系统稳定运行的关键在于控制好氧阶段对COD和NH4+-N的去除,稳定运行阶段的调整,可以为后续工程化设计提供依据。

  • 采用深圳市某危险废物处理公司的芬顿工艺处理后的高氨氮废水,主要包括制药废液、有机溶剂、含油废水、废乳化液和废切削液等。具体水质指标为:COD 876~2 196 mg·L-1,BOD 264~672 mg·L-1,NH4+-N 148~999 mg·L-1, TN 208~1 083 mg·L-1,碱度996~6 847 mg·L-1,pH 7.5~8.8。

  • 常规分析参考《水和废水检测分析方法》[17]。其中,COD采用重铬酸钾法; NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法; 碱度采用酸碱滴定法; VSS和SS采用重量法; 溶解氧采用便携式溶解氧仪(HD30,哈希)测定。

  • 接种A2O工艺好氧池的活性污泥后,系统逐渐增加进水负荷,同时调整进水pH、碱度、DO值和污泥浓度等。

  • 本中试实验的接种污泥来源于危废处理公司现有A2O工艺好氧池的活性污泥,这一阶段活性污泥的情况如图 2所示。从图 2中可以发现,系统的污泥浓度较低,和初期污泥浓度相比有所下降,初步判断可能是系统存在一定的跑泥现象,需要增加污泥浓度。系统启动阶段初期的污泥体积指数(SVI)较低,表明系统的污泥活性较低,整体呈现颗粒比较细小的状态,无机质含量远高于正常水平,不利于系统去除效能的提高。

    再次接种部分原有A2O工艺好氧池的活性污泥后的情况如图 3所示。从图 3可以看出,目前污泥浓度约5 000 mg·L-1,与预计目标基本相符。启动阶段后期好氧池污泥的SVI值逐渐趋于稳定,一般处于120~140 mL·L-1之间,这表明系统污泥的活性增强,同时沉降性能也相应提高。

  • 启动过程中,系统对NH4+-N去除率的提高主要体现在硝化功能菌的生长阶段。硝化菌的生长对环境的要求较高,因此,最初的进水负荷不宜过高,进水流量控制在0.5 m3·d-1,待这一阶段的硝化效能稳定后,增加进水流量至1.0 m3·d-1,进入硝化菌驯化的后期阶段。系统的气水比控制为100:1,好氧池的曝气量为2.2 m3·h-1,好氧池的DO值为6.5 mg·L-1

    驯化阶段系统对COD去除情况如图 4所示。从图 4中可以得出,这一阶段系统对COD的去除率逐渐增加至69.33%以上,较最初的41.83%有了明显的提升,出水的COD值基本稳定200 mg·L-1以下。但系统出水的COD难以进一步降低,初步判断受限于废水的可生化性。

    驯化阶段系统对NH4+-N去除情况如图 5所示。从图 5中可以看出,系统NH4+-N的平均去除率为91.75%,出水NH4+-N浓度仅为0.21 mg·L-1。系统进水NH4+-N浓度的波动性很大,从137.59 mg·L-1逐渐增加至428.52 mg·L-1,硝化菌的生长受到较大的压力,需要及时调整相关参数,保证系统硝化效能的提高。系统运行过程中,进水NH4+-N浓度高于设计值的条件下,出水NH4+-N浓度仍低于设计出水标准,表明这一阶段,系统硝化效能有了显著提高,系统将调整进入下一阶段。调整之后,系统对NH4+-N的去除较之前更稳定,说明硝化菌的生长环境更适宜。进水NH4+-N浓度的变化仍较明显,最高达到500 mg·L-1以上,因此,出水NH4+-N浓度有一定的增加,但仍低于15 mg·L-1的设计值。这充分体现了进水水质波动较大,进水负荷要求较高; 同时也表明,硝化菌驯化成功,系统对NH4+-N的去除效能较稳定。

  • 系统硝化菌驯化成功后,增加进水负荷,实现中试系统的成功启动。结合系统硝化效能的变化,控制进水流量为1.5 m3·d-1,系统对污染物的去除效果逐渐稳定后,增加进水流量至设计值。

    中试启动阶段,系统对COD的去除情况如图 6所示。从图 6中可知,系统对COD的去除率从56.64%逐渐增加到83.90%,平均去除率稳定在82.36%以上,出水COD普遍低于176.35 mg·L-1

    一方面,系统在应对进水负荷的变化中,进水水质的波动较大,最高进水COD值达到820 mg·L-1,但系统对COD的去除效能较好,出水COD的平均值为162.47 mg·L-1以下; 另一方面,各处理单元对COD的去除能力差距较大。其中,厌氧池对COD的去除效果最好,平均可以去除的COD值为124 mg·L-1,占进水COD值的49%。好氧池1和好氧池2对有机物的去除程度差异较大,好氧池1平均可以去除的COD值为67.82 mg·L-1,占进水COD值的26%;好氧池2平均可以去除的COD值为29.27 mg·L-1,占进水COD值的12%。这也体现了最初设计的要求,在好氧池的不同阶段实现对COD、NH4+-N的不同程度的去除,保障系统的稳定性。

    系统对NH4+-N的去除情况如图 7所示。从图 7可以看出,中试系统对NH4+-N的去除效果较好,平均去除率高于97.15%,出水NH4+-N浓度最低达到3.04 mg·L-1。进水NH4+-N的浓度普遍高于初步设计,同时进水NH4+-N浓度的波动性较大,进水NH4+-N浓度为148.1~999.46 mg·L-1,平均进水NH4+-N浓度为558.27 mg·L-1。高NH4+-N浓度的进水对系统的稳定性有较大的影响,出水NH4+-N浓度最高也达到了32.93 mg·L-1

    系统对NH4+-N的去除作用主要体现在好氧池3中,其对NH4+-N的去除最高达到306.05 mg·L-1,平均去除227.57 mg·L-1的NH4+-N。进入好氧池3中的COD值不高,有利于好氧池3中硝化菌的生长,提高了系统的硝化效能。

  • 稳定运行阶段,控制进水负荷,进水流量达到2.0 m3·d-1的设计值,分析中试系统运行效果。运行效果分析主要是从COD和NH4+-N的去除效能分析等方面展开,确保出水水质稳定达到设计标准。

  • 稳定运行状态下系统对COD的去除效果变化情况如图 8所示,从图 8中可以看出,稳定运行期间,系统出水COD平均值为152.24 mg·L-1,系统对COD的去除率平均值为92.66%。系统进水的COD值从1 028 mg·L-1逐渐增加到1 827 mg·L-1,并且大部分的时间段均稳定在1 429~1 837 mg·L-1。进水COD负荷的急剧增加,对系统的处理效能有较大的影响,系统对COD的去除率有所下降,但系统有一定的抗冲击负荷能力,可以较快地保证出水COD浓度低于设计值。然而,危废处理公司现有A2O工艺对COD处理效果一般,出水COD平均值为240 mg·L-1,平均去除率为85.37%。

    图 9是系统各反应单元对COD去除的变化情况。从图 9中可以看出,厌氧池和好氧池承担着去除COD的主要功能,但去除量有一定的区别。厌氧池主要作用在于应对进水负荷的变化,同时去除系统中的大部分COD,平均去除进水中42.21%的COD。好氧池1对COD的去除率为77.47%,实现了对COD的进一步去除,好氧池2和好氧池3保证了出水COD的稳定性。

  • 稳定运行状态下系统对NH4+-N的去除效果变化情况如图 10所示。从图 10中可以看出,稳定运行阶段,系统对NH4+-N的平均去除率为99.32%,其中进水的NH4+-N平均浓度为237 mg·L-1,出水NH4+-N的平均浓度为1.32 mg·L-1。出水NH4+-N的浓度逐渐降低,系统的稳定性趋于明显,当进水NH4+-N的浓度低于设计值,出水NH4+-N的平均浓度低于1.47 mg·L-1,达到设计出水标准。但是在第18天,系统对NH4+-N的去除率有所降低,这种变化可能与进水COD的突然增加有关。系统对进水水质的变化有较快的适应能力,出水COD和NH4+-N的浓度均低于设计出水浓度。同时后续进水水质的波动,对系统的影响更小,系统的稳定性进一步增强,系统对NH4+-N的去除率较高。然而,危废处理公司现有A2O工艺对NH4+-N处理效果较差,主要受到进水COD较高的影响,硝化菌没有很好的生长空间,难以实现对NH4+-N的有效去除,出水NH4+-N浓度平均值为86.35 mg·L-1,平均去除率为72.53%。

    图 11是系统各反应单元对NH4+-N去除的变化情况。从图 11中可以看出,系统的好氧池各阶段对NH4+-N的去除能力不同,好氧池1、2、3平均去除的NH4+-N浓度分别为60.98、139.55和63.39 mg·L-1,好氧池2去除量最多,好氧池3可以实现对NH4+-N的深度去除,系统对NH4+-N的去除效果趋于稳定。

    运行过程中,厌氧池和好氧池1对COD的去除为后续阶段硝化作用的增强提供了基础。在好氧阶段,NH4+-N通过硝化作用转化为硝态氮,尤其是在好氧池2和好氧池3,硝化作用更为明显。好氧池后续阶段的COD不高,为硝化菌的生长提供了良好的条件,有利于系统对NH4+-N的进一步去除。出水回流至缺氧池,反硝化作用有利于降低好氧池的COD值,避免其对硝化作用的抑制,保证硝化作用处于相对稳定的状态。同时,硝态氮通过反硝化作用转化成氮气,出水NO3--N的浓度从最初到的258.42 mg·L-1降低到66.37 mg·L-1,实现了系统的脱氮功能。

  • 1) 历时近50 d的运行,完成了多级流化床-曝气生物滤池中试处理高氨氮废水的启动实验。中试系统采用“控制进水流量、逐步增加进水负荷”的启动方式,COD和NH4+-N的平均去除率分别为68.74%和97.92%,出水COD和NH4+-N的浓度分别为176.35 mg·L-1和13.52 mg·L-1

    2) 稳定运行结果表明,该工艺对高氨氮工业废水具有稳定的处理效果。活性污泥的相对独立性,实现了各反应单元对不同污染物的去除,避免高COD值对硝化的抑制作用。出水COD和NH4+-N的平均浓度分别为152.24 mg·L-1和1.32 mg·L-1,其中,NH4+-N可以稳定达到地表水Ⅳ类水标准。

    3) 与传统活性污泥法工艺相比较,该中试系统可以实现对COD的去除率从85.37%增加到92.66%,对NH4+-N的去除率从72.53%增加到99.32%。

参考文献 (17)

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