（环境工程专业论文）tio2光催氧化还原和生物还原联合短程硝化法的脱氮研究.pdf

太原理工大学硕士研究生学位论文y7 8 8 5 5 之 ti0 ：光催化氧化，还原和生物还原联合 短程硝化法的脱氮研究 摘要 本文尝试了一种全新的短程硝化方法。利用光催化氧、还 原和生物还原联合法c p o r b r ( c o m b i n a t i o no f p h o t o c a t a l y s t i co x i d a t i o n 、r e d u c t i o nw i t hb i o l o g i c a l r e d u c t i o n ) 对含氨氮废水进行脱氮处理，以寻找一种反应稳 定，效果可靠，适应较大负荷变化，节省有机物投加量的新型 短程硝化方法。 本文则是在以往的研究的基础上，借用从生物脱氨氮工艺 中提出的概念短程硝化，即：将n i 。+ 氧化控制在亚硝化阶段， 之后再进行反硝化，也就是，经历n h 。n h 。+ 一n n o 。一n ( 亚硝 化) 一n 0 ，一n ( 反亚硝化) 一n 2 ，而不经历n h 。n h 。+ 一n n 0 ：一 - - n ( 亚硝化) 一n o 。+ n ( 硝化) 一n 0 。一一n ( 反亚硝化) 一n ：的 全过程，分别研究了生物反硝化；光催化氧化降解的氨氮；光 催化还原n 0 。一，以提高n 0 2 - 1 n 0 3 的比值；并且将半导体光催化 氧化，光催化还原和生物反硝化联合，把半导体光催化氧化， t 太原理工大学硕士研究生学位论文 还原作为前续处理，将n h 。n h 。+ 一n 转化为n o 。一一n ，n ：和少量 n o 。+ 一n ，以生物反硝化脱氮为后续脱氮处理过程，探讨了一种 全新的短程硝化一脱氮方法。 实验结果表明： 1 c p o r b r 能够有效的利用t i o 。光催化氧化性，还原性和反 硝化菌的生化还原性去除水中的氮，实现了稳定的短程硝化过 程。在光催化反应器中n 。+ ( 浓度：1 8 7 删几，p h ：i o ) ，经六小 时2 5 0 w 高压汞灯照射，和0 1 9 lt i o 。催化下，使9 0 以上的 n h ，刊得以降解，大部分降解的n h 。l n 转化为氮气，部分转 化( 4 5 降解的n h 。+ 一n ) 为亚硝态氮，硝态氮，其后在悬浮污泥 生物反应器中经4 小时反应使9 1 以上的亚硝态氮，硝态氮还 原为氮气( c n ：4 ) 。 2 控制反应条件，将光催化氧化，光催化还原分别发挥作 用，使氨氮的氧化被稳定的控制在亚硝酸阶段，即n 0 2 - n 0 3 - 被 稳定控制在1 以上，为后序的生物反硝化脱氮可创造良好的条 件，充分发挥短程硝化的优点。提高反应速率，节省i 4 以上 的碳源。 3 采用使c p o r b r ，充分发挥了光催化氧化较生物硝化可 适应大幅度的氨氮负荷变化的优点，在光催化反应器中n h t + ( 浓 t t 太原理工大学硕士研究生学位论文 度2 5 m m l ) 经六小时反应，使8 8 以上的n i 。+ n 得以降解， 大部分降解的n h 。+ n 转化为氮气，为亚硝态氮，硝态氮，特别 是使后序的生物反硝化脱氮过程避免受到大幅度的负荷冲击， 亚硝态氮，硝态氮的总氮的残余率 t i o h n h 3 ，然后氧化为n ：，h 2 0 ，同时部分n h 3 进一步生成n 0 2 _ n 和n o 。一n 等产物 1 2 2 。l 影响光催化氧化降解氨氮的因素 根据以往的光催化氧化降解氨氮实验的结果。“，p h ，温度，光催 化剂的结构与电子、空穴的分布密度等都有影响。 第一p h p h 对n h + 的降解率，及产物形式有很明显的影响，p h 越高，催化 剂表面活性越高，越有利于o h 的生成。研究”3 1 表吼t i o 。的零点电位通 常在5 5 6 4 之间，在高p h 值和低p h 值下均能提高光催化降解率。 b o n s e n 口叮认为随p h 升高，n h 。+ 的降解率也会升高，似乎如何使更多的 n h 。吸附到t i o ：是该反应的关键，而n h 。+ 则不能直接参与反应，并且在p h 9 9 时，n h ：的降解率不再有明显的提高。p h 不仅影响n h 。+ 的降解率，也 影响产物形式与产量，研究。”表明，整体上随着p h 增高n o z 一n o 。- 值越高， 但不成线性关系，b o n s e n 1 认为在p h = 9 3 时其n 0 2 - n o ，一值明显跃高，达 5 太原理工大学硕士研究生学位论文 到极值，其后逐渐下降，当p b k l l 后，n o , - n o 。一值再一次稳步增长。 第二温度 反应温度对光催化降解脱除率的主要影响是其对光催化氧化反应速 率常数和反应液中溶解氧量的影响。研究表明：一由于催化降解物氨氮 的活化能较低，光催化反应对温度的变化不敏感。二是反应温度的变化 影响反应液中的溶解n h 。的量。氧气在水溶液中的溶解度较小，并且随着 温度的升高而降低。一些研究”1 表明两者反应最佳温度均为3 2 3 5 。c 。 第三光催化剂 光催化剂( t i0 2 ) 的结构对反应有明显的影响 ( 1 ) 采用t i0 2 掺杂贵重金属或过渡金属元素 j a e e s a n g l e eo ”在实验中采用t i0 2 掺杂p t ，取得比普通t i0 2 明显好 的效果实验m 3 则发现过渡金属掺杂对比普通t i o 。降解n h 。+ 效果好 ( 2 ) 催化剂的密度影响光催化氧化降解氨氮反应的因素 一方面，提高催化剂的反应密度有剥于增大反应面积，另一方面， 特别是粉末状t i o 。催化剂，提高催化剂的反应密度，则增加了反应液的 浊度，降低了反应效率。不同的实验条件最佳的催化剂的反应密度差别 很大，j a e s a n g l e e “”在实验中采用0 5 9 l 。 ( 3 ) 用粒径为纳米级的t i o ：光催化剂 据m a i r a o ”等的研究，随着t i o 。粒径的降低，其吸收光谱发生蓝移， 催化活性随之增强粒径为6 n m 的t i o 。，其降解甲苯的活性比其它粒径 ( 1 i n m 、1 6 n m 和2 0 n m ) 的高，这是由于电子及尺寸量子效应所致。同样在 其它光催化氧化反应中纳米级的t i o 。光催化剂尺寸量子效应也十分明显 k a n g 等的研究表明，纳米1 、i0 2 的制备方法不同，所得催化剂的催化活性 也不同对催化降解c h c l ，过程的研究发现，由热溶剂法制备的t i o 。，其催 化活性比由s o 卜g e l 法所制备的高。王怡中”1 等对不同粒径的催化降解 6 太原理工大学硕士研究生学位论文 进行了甲基橙的试验，表明并非催化剂的粒径越小，其催化活性就越高， 采用溶胶一凝胶法制备了纳米级t i o 。，观察到晶粒尺寸小于1 6 n m 时，具有 明显的尺寸量子效应，随粒径减小，t i o t 对苯酚的光催化活性增高。 1 2 2 2 光催化氧化降解氨氮的特点 光催化氧化降解氨氮，同其它的降解氨氮的方法相比，有其明显的 特点与优点： 第一光催化氧化可将部分降解的氨氮直接氧化为氮气侧。 第二可以无选则的降解水中的污染物。 第三同生物硝化降解氨氮的方法相比，提高对生物有毒的或难以 生化的有机物质的可生化的能力。 第四光催化氧化降解氨氮比较彻底，实验证明。“，保持p h 1 0 ， 只要给与反应足够长的时间，全部的氨氮将被降解。 1 2 3 光催化还原硝态氮，亚硝态氮 近些年，一些利用半导体光催化还原物质的研究相继报道。”，目前 光催化还原主要有两种方法： 第一种是利用甲酸“，腐质酸。，草酸“”等作为空穴清除剂( 或电 子供体) ，阻碍自由电子，空穴复合，使半导体上被光激发的自由电子有 更多的机率催化还原n 0 3 ，n o ：。 第二种是改良半导体光催化剂结构，性能，使半导体上被光激发的 自由电子能够相对密集的聚集在半导体某一特定的结构上，延缓自由电 子，空穴复合，同样，使半导体上被光激发的自由电子有更多的机率催 化还原n o ，n o ：。 1 2 3 1 半导体光催化还原能力的影响因素 第一半导体光催化剂的改性还原剂的影响 7 太原理工大学硕士研究生学位论文 光催化还原有效的办法是在光催化氧化法的基础上。加入空穴清除 剂( 或电子供体) 阻碍自由电子一空穴复合，从而使自由电子有更多几率 参与还原n o i 和n o i ，生成氮气，n h 。和n h 。+ 。所谓空穴清除剂 i o o 。影响亚硝酸积累的因素主要有温度、 蠲、氨浓度、氮负荷、d o 、有害物质及泥龄。 第一温度 生物硝化反应“”在4 4 5 。c 内均可进行，适宜温度为2 0 n 3 5 ，一般 1 3 太原理工大学硕士研究生学位论文 低于1 5 硝化速率降低，并且低温对硝化产物及两类硝化菌活性影响也 不同。1 2 1 4 下活性污泥中硝酸菌活性受到更严重的抑制，出现n o 。一 积累。1 5 3 0 范围内，硝化过程形成的亚硝酸可完全被氧化成硝酸。温 度超过3 0 后又会出现n 0 2 一积累。 第二p h 随着硝化反应的进行，硝化过程产生的酸使废水p h 不断下降。亚硝 酸菌要求的最适p h 在7 8 5 之间，硝酸菌为6 7 5 。反应器中p h 低于 7 则整个硝化反应会受到抑制。p h 升高到8 以上，则出水n 0 r 浓度升高， 硝化产物中亚硝酸比率增加，出现n o ：一积累。 第三n 比浓度与氮负荷 废水中氨随p h 不同分别以分子态和离子态形式存在。分子态游离氨 ( f a ) 对硝化作用有明显的抑制作用，硝化杆菌属比亚硝化单胞菌属( 硝 化过程中常见的两个菌属) 更易受到f a 的抑制，0 6 m g l 的f a 几乎就可 以全部抑制硝酸菌的活性，从而使n 0 r 氧化受阻，出现n 0 。一积累。只有当 f a 达到5 m g l 以上时才会对亚硝酸菌活性产生影响，当达到4 0 m g l 才会 严重抑制亚硝酸的形成。p h 升高，f a 浓度增大，造成n o 。一积累。另外氨氮 负荷过高时，在系统运行初期有利于繁殖较快的亚硝酸菌增长，使亚硝酸 产生量大于氧化量出现积累。进水负荷过大所造成的n o ：一积累也与水中 总氢氮中f a 浓度增加有关，冲击负荷也会造成n o i 积累。 第四d o ( 溶解氧) 亚硝酸菌和硝酸菌均是绝对好氧菌，在生物膜和活性污泥反应器中 当膜的厚度和污泥颗粒的尺度较大时，形成氧扩散梯度。一般认为至少应 使d 0 在0 5 m g l 以上时才能很好地进行硝化作用，否则硝化作用会受到 抑制”3 。降低溶氧对氨氧化影响不大，但对亚硝酸氧化有明显阻碍，产生 n o 。积累。 1 4 太原理工大学硕士研究生学位论文 第五有害物质 硝化菌对环境较为敏感。废水中酚、氰及重金属离子等有害物质对 硝化过程有明显抑制作用“。相对于亚硝酸菌，硝酸菌对环境适应性慢， 因而在接触有害物质的初期会受抑制，出现亚硝酸积累。 第六泥龄 亚硝酸菌的世代较硝酸菌短，在悬浮处理系统中若泥龄介于硝酸菌 和亚硝酸菌的最小停留时间之间时，系统中的硝酸菌会逐渐被“淘洗”掉， 使亚硝酸菌成为系统中优势硝化菌，硝化产物以n o 。为主。 1 2 5 3 影响反硝化反应的因素 第一p h 值 p h 值是影响反硝化作用的重要因素，对于反硝化细菌的生长来说， 最适宜的p h 值为7 o 8 5 ，在这个最佳的p h 值范围内，反硝化速度最 大。当p h 值大于8 5 或小于6 时，反硝化的速度将大大地下降。原水p h 值偏离最适p h 值时应予以调节。此外p h 值还影响反硝化最终的产物， p h 值超过7 3 时终产物为氮气。低于7 3 时终产物为n 2 0 。 第二温度 温度对反硝化速度的影响似乎比对普通废水生物处理的影响更大。 反硝化最合适的温度为2 0 3 5 。c ，低于1 5 。c 反硝化速度明显降低，在5 以下时反硝化虽也能进行，但其速度极低。温度对反硝化反应速度常数 k 的影响，可根据阿累尼乌斯( a r r h e n i u s ) 经验公式推导求得污水处 理中常用的形式为。1 ： r m ) t = ( 1 0 “o( 卜1 2 ) 式中 k ，k 。r 一分别为t 和2 0 时的反应速度常数： k t 温度系数，值随具体条件而稍有变化，其数值在1 0 6 1 1 5 之间。 1 5 太原理工大学硕士研究生学位论文 t 温度， 有研究表明，温度对反硝化反应速度的影响大小，是与反硝化设备的 类型( 徽生物悬浮生长型或固着型) 、硝酸盐负荷率等因素有关。流化床 反硝化对温度的敏感性明显地比生物转盘反硝化和悬浮污泥反硝化小很 多；填料床反硝化的反应速度受温度的影响，比悬浮污泥法小。硝酸盐 负荷率较低时，温度对反硝化反应速度的影响小；当负荷率较高时，温 度的影响就较大。 温度对反硝化速度的影响是因为低温使反硝化细菌的繁殖速度降 低，因此冬季反硝化系统运行时应相应延长泥龄。此处温度的降低也会 使菌体代谢速度降低，从而降低了反硝化的速度。为了保证在低温下有 良好的反硝化效果，可适当降低负荷、增加废水停留时间h r t 。 第三d 0 ( 溶解氧) 脱氮有机物纯种培养的研究表明，溶解氧的存在阻碍了把末端电子 传输给硝酸盐所需酶的形成，所以在缺氧反硝化过程中溶解氧过高时， 反硝化菌将首先利用溶解氧作为电子受体，从而竞争性地阻碍了硝酸盐 氮的还原，影响了硝态氮的去除率。c a r l s o n 于1 9 7 2 年发现，对悬浮泥 法脱氮，溶解氧大于0 2 m g l 时，将明显影响脱氮作用虽然氧对反硝化 脱氮有抑制作用，但氧的存在对能进行反硝化作用的反硝化菌却是有利 的。这类菌为兼性厌氧菌，菌体内的某些酶系统组分只有在有氧时才能 合成，因而在工艺上使这些反硝化菌( 即污泥) 交替处于好氧、缺氧的 环境下。在悬浮污泥反硝化系统中，缺氧段溶解氧应控制在0 2 m g l 以 下，否则会影响反硝化的进行在膜法反硝化系统中，菌周围的微环境的 氧分压与大环境的氧分压是不同的，即使滤池内有一定的d o ，但生物膜内 层仍呈缺氧状态而继续进行反硝人。 第四有机物数量和碳氮化 1 6 太原理工大学硕士研究生学位论文 大多数反硝化细菌是异养型兼性厌氧细菌，它能利用各种各样的有 机基质作为反硝化过程中的电子供体( 或氢供体、碳源) ，其包括：碳水 化合物、有机酸类、醇类以及甚至像烷烃类、苯酸盐类和其他的苯衍生 物这些化合物。这些有机化合物在废水处理中显得特别重要o ”，它们往 往是废水的主要组分。电子供给体有机物 t o d 或c o d 。，0 ( m g ) 与h ( m g ) 的比值为1 6 2 ，即转化l m g n 0 2 - - n 和n o 。- - n 为n ：，分别需要有机物( t o d 或c 0 d c ，) 1 7 l m g ( 5 x 8 1 4 ) ，也就是说转化l m g n o ：一和n o 。n 为n 。相当 于分别提供1 7 1 m g 和2 8 6 m g 的0 。：与此同时，还产生3 5 7 m g ( 5 0 1 4 ) 的 碱( 以c a c o 。计) 。 1 、污水中含有溶解氧时，为使反硝化进行完全，还需加入一些有机 物。此时，反硝化反应需要的有机物总量可以按卜2 式“1 计算： 式中 c m = 2 8 6 n 0 。一- n + 1 7 1 n o ：一一n + d o( 1 1 3 ) c m 一需要的有机物量，m g l ； n 町一n 硝态氮浓度，m g l ； n 町一n 卜一污水中亚硝态氮的浓度，m g l 。 2 、如果污水中的有机物可以用于反硝化反应，则不需另加有机物。 如果不具备这种条件，需要另外投加有机物，一般投加甲醇。此时反硝 化反应可写为： n 0 3 一+ c h 3 0 h n 2 + c 0 2( 卜1 3 ) n o ：一+ i 2 c h 。0 h 一1 2 n 。+ 1 2 c 0 。+ l 2 h 2 0 + o h 一( 卜1 4 ) 1 7 太原理工大学硕士研究生学位论文 0 2 + 2 3 c h 。0 h 一2 3 c 0 。+ 3 4 h 。0( 1 - 1 5 ) 此时有机物的需要量为“1 c m = 2 4 7 n o 。一一n + 1 5 3 n 0 。一一n + o 8 7 d 0( 1 1 6 ) 与硝化作用相反，反硝化会使碱度增加，有人曾以该过程中碱度的 变化作为一个参数来判断及反硝化进行的程度。由于采用的方法、工艺、 停留时间、运行参数，以及原水水质的不同和采用的比值指标不同，所 显示的碳氮比结果有些差异。在b a r d e n p h o 工艺中，为达到充分脱氮， c o d t i ( n 应大于1 0 o 1 1 1 。丹麦的一些研究确定”1 ，b o d 。t k n 应大于 4 6 2 5 或c o d t k n 应大于8 3 1 2 5 。德国的脱氮研究“”所确定的 b o d 。t 1 ( n 的比值应大于2 5 4 我国的一些研究报道“，生活小区污水夏 季脱氮的c o d t l ( n 应大于6 6 ；处理城市污水的a v o 系统，c o d n h 4 + - n 6 0 或b o d ；n h 4 + - n 3 0 。由于t k n 中有一部分用于细胞合成，而n o 。一啊n 有一 部分随水排出，所以只要进水b o d 。t k n 值大于3 ，一般就能满足反硝化菌 的碳源需求，获得良好的反硝化效果大多数学者认为废水中b o d t n 1 ，创造短程硝化的必要条件，克服生物短程硝 化不稳定的缺点，为后续的生物反硝化创造良好的营养条件，并减少生 物反硝化有机物和酸的投加量，减少反应时间。 3 生物反硝化阶段 在以往的研究中，有的以半导体光催化作为生化法的前处理步骤， 以提升毒性大，生物法难降解的废水的可生物降解性，也有将半导体光 催化作为生化法后续处理，以除去废水中难以或不能生化的c o d ，达到 深度处理废水的目的。本阶段是将成本较低的、反应可靠的生物反硝化 作为t i o ：光催化阶段的后续过程，将t i o 。光催化阶段产生的n o ：一、n 0 。一 还原为n z 。克服了t i o ：光催化还原效率总体来说很低，条件相对苛刻， n h 一+ 往往是主要产物，达不到脱氮的弱点，又利用t i o 。光催化相对于微生 物硝较好控制的优势来克服生物短程硝化处理效果不稳定，很难长期高 效运行的弱点。 本实验将在t i 0 2 膜式光催化反应器与悬浮污泥生物反应器组成的光 催化氧化、还原和生物还原联合反应器中t h ec o m b i n a t i o no f 太原理工大学硕士研究生学位论文 p h o t o c a t l y t i co x i d a t i o n 。r e d u c t i o na n db i o l o g i c a lr e d u c a t i o n ( c p o r b r ) 降解n h ；+ 一n 。以探讨一种新型的，将半导体光催化氧化和生 物反硝化联合，以探讨一种处理效果稳定，高效的新型短程硝化一脱氮 的方法。 2 6 奎堕堡三奎兰堡主婴塞圭兰垡笙奎 2 。1 实验反应器 第二章实验部分 加葡萄糖营养盐 ( 调整p h 值) 图2 1 实验反应器示意图 1 光催化反应器2 生物反硝化反应器3 冷却器4 循还泵 5 空冷风机6 反应液箱7 过滤器8 搅拌器 9 流量计 f i 萨一1s c h e m a t i cd i a g r a mo f t h ec p o r b rp r o c e s s 太原理工大学硕士研究生学位论文 光催化反应器为密闭式，有效反应体积为1 2 升，采用悬浮t i0 2 粉 末为催化剂，光源采用北京电光源研究所生产的2 5 0 w 高压汞灯( 波长 3 6 5 n m ) ，其被置于反应器中央，由石英玻璃管将其同反应区隔开，采用大 功率鼓风机冷却，反应液通过循环泵在石英玻璃管外壁上淋漓成膜，处 理后出水经过滤器和调整p h 值后，进入可密封的生物反硝化反应器中， 进行缺氧反硝化反应，采用机械式搅拌，反应器上方可加葡萄糖，其它 营养盐及调整p h 值，处理后出水从反应器腰部导流管出水管排走。同时， 光催化反应器和生物反硝化反应器可以单独进行实验。 2 2 确实验仪器设备 实验用仪器和设备见表2 1 表2 - 1 实验仪器设备表 t a b l e2 - 1e x p e r i m e n t a li n s tr u m e n ta n de q u i p m e n t 太原理工大学硕士研究生学位论文 2 3 实验药品试剂 实验用药品和试剂见表2 - 2 。 表2 - 2 实验用药品表 t a b l e2 - 2e x p e r i m e n t a lm a t e r i a la n dr e a g e n t s 太原理工大学硕士研究生学位论文 2 4 实验反应液的配制 光催化实验反应液用自来水配制n h 。c 1 溶液，根据具体实验要求配 制一定浓度的反应液。生物实验部分用葡萄糖为碳源配制葡萄糖，硝酸钾 无水氯化钙，磷酸氢二钾的质量比为3 ：1 ：0 2 5 ：0 3 3 ，即c ：n ：p = 1 0 0 ： 1 2 ：5 用经高温消毒的自来水配制营养液并加入浓度为5 x1 0 “m o l l 的m o + 、m g ”、c a 2 + 等微量元素选择性营养溶液。 2 5 催化剂选择 选用德国产p 2 5 纳米级t i o 。粉末催化剂 2 6 反硝化菌的培养 采自太原阳家堡污水处理厂二沉池回流污泥，沉淀2 天，弃去上清液 并去除杂质后，接种到上流式缺氧污泥反应器和其它培养瓶中，污泥约 占反应区体积的1 3 。取5 0 m 污泥放入2 5 0 m 1 输液瓶中，加入葡萄糖， ( 或甲醇) 硝酸钾，无水氯化钙，磷酸氢二钾及微量元素，使c n = 4 ， 并加入自来水至刻度，溶液的p h 调节至7 4 。将输液瓶用橡皮塞密封后， 室温下密闭培养。培养前，n 0 - n 浓度为、3 8 5 m g l 。培养2 4 h 后，n o 。一_ n 浓度为2 7 3 m g l 。表明该污泥具有一定的反硝化能力。反硝化菌的培养 液用水采用自来水配制，以葡萄糖为外加有机碳源，采用葡萄糖，硝酸 钾，无水氯化钙，磷酸氢二钾和微量元素选择性培养基培养液驯化，通 3 0 太原理工大学硕士研究生学位论文 氮气驱氧，控制溶解氧( d o ) 在2 m g l 以内，p h 值7 3 7 5 在室温下进 行培养。在反应器中投入污泥、培养液，启动时，水样中n o 。n 为2 0 m g l 。每2 4 h 换水一次，即把反应器中的原水到掉一半左右，除去微生物 生长过程中的排泄物，重新加入新水和培养液，使微生物获得生长所需 要的充足的营养，这样微生物生长迅速。随着培养培养驯化的进行，不断 提高n 0 3 - - n 的浓度见表2 1 ，增加水样中的n o 。一n 浓度，并定期检测 反应器进出水的n o 。一n 浓度。1 0 周后n o 。一n 浓度增加至1 5 0 m g l ，8 小时反硝化率达9 9 以上，灰黑色略臭味絮状污泥逐渐变成灰褐色颗粒 污泥，污泥颗粒1 5 m m 左右，培菌过程完成。m l v s s 为3 2 9 l 。 表2 3 以有机物为电子供体的反硝化细菌的培养情况 t a b l e2 3c u l t u r eo f d e n i t r i f y i n gb a c t e r i au s i n go r g a n i c t h e m i c a la sd o n o rs 3 l 太原理工大学硕士研究生学位论文 2 7 分析方法 ( 1 ) 离子的分析与检测 采用美国戴安公司d x 一6 0 0 型离子色谱仪检测阴阳离子。d x 一6 0 0 世 界上最先进的，最近推行的性能最佳，配置选择最多应用范围最广的离 子色谱。它配置可选择高性能，四元梯度泵高性能分析泵i p 2 5 2 - r n m 分离柱配备p e a k n e t6 数据处理系统等。 a 阳离子检测n h 。+ 由阳离子柱c g l 2 a 检测，n 0 2 一，n 吁由，阴离子柱 a g l 4 检测。测量离子时，先用1 8 2 m q 的去离子水，稀释5 0 倍，并 且在将稀释好的待测液，用孔径为4 2 微米的过滤膜先行过滤。 b 色谱检测条件 阳离子采用0 1 m 苯甲磺酸淋洗液，检测时间为8 分钟，阴离子采用 0 1 mn a c 0 3 o 0 1 mn a h c 0 3 为淋洗液，检测时间为1 4 分钟，淋洗流 量为0 3 m l m 抑制器电流为此3 0 毫安，采用电导检测器检测，采用 非梯度淋洗。 c 样品的预处理 采用滤膜处理法，0 2 2um 微孔滤膜过滤后直接进样，以除去式样 中的t i o ：等粉粒，以保护分析柱。在测定样品前用二次去离子水对滤 3 2 太原理工大学硕士研究生学位论文 膜进行多次洗涤，并注射空白样品，测定时进行空白背景扣除。 d 数据处理 测量数据由p e a k n e t6 数据处理系统自动生成，但采用3 个不同浓度 标样以进行校对。 ( 2 ) d h 的检测 由葡萄牙产( h a n n a ) p h 2 1 l 型p h 仪检测。 ( 3 ) m l v s s 的检测 依据标准方法，采用率纸过率，烘干称重法检测。 ( 4 ) c o d 的检测采用重铬酸钾法，c o d 仪测量。 ( 5 ) 每个水样测定2 4 次，结果取平均值。 3 3 太原理工大学硕士研究生学位论文 第三章生物反硝化实验中影响因素及动力学研究 生物反硝化作为t i o 。光催化降解n h 。+ 的后续处理过程，要将t i 晚光 催化阶段产生的n 吼一，n 0 2 - 还原为n 。，本章研究不同浓度的n 0 3 - ，n o = ，以 及不同p h 值，c n 等因素下作用下最优化反应条件，并且研究了生物反 硝化实验中动力学，以寻找与不同t i o 。光催化降解反应相匹配的参数。 3 1b r ( 生物反硝化反应) 需要的理论有机物总量的确定 由于采用的工艺，方法，原水质，菌种的驯化方法，运行参数 及碳源的不同，有机物总量，最佳c n ，反硝化反应速度系数k 研 究结果是有差异的，本实验，以分以葡萄糖，甲醇为碳源分别研究， n 魄- n 初始浓度为1 5 0 m g 1 ， 葡萄糖为碳源反应式如下 +5csh,20。圭n：+丢co：+oh+三h：。(3no - ，) + 0 6 主n 2 + 云c o ：+ o h + i h ：。( - 1 ) 0 2 + 6 c 6 h , 2 0 6 c 。2 + h 2 0 ( 3 - 2 ) 根据以前的论述，反硝化反应需要的理论有机物总量可以按式 太原理工大学硕士研究生学位论文 ( 卜1 3 ) 计算 式中 c m = 2 8 6 n 0 3 一一n + 1 7 1 n o ：一n + d o c m 一需要的有机物量，m g 1 n o 。一一n 一硝态氮浓度，m g 1 n o 。一n 一亚硝态氮浓度，r n g 1 d o 一污水中的溶解氧浓度，m g 1 若按以下数值计算： n 0 3 一一n = 1 5 0m g 1 n 0 2 一一n = 0m g 1 d o = - 3 时，三小时n 0 3 一 的降解率大于9 0 ，然而中间产物n 0 2 一降解有明显的滞后性，可能是由于 反硝化菌产生降