Gibt es gute Lösungen bei zu hohem Ammoniakgehalt in der Abwasserbehandlung? Danke
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Wie geht man vor, wenn der Ammoniakstickstoffgehalt bei der Abwasserbehandlung zu hoch ist?
Welche Bestandteile sind das konkret..
Unser Unternehmen verfügt über einen großen Regulierungsbecken, in dem das Abwasser 10 Tage bis einen halben Monat lang aufbewahrt wird, während gleichzeitig Belüftung stattfindet. Der Ammoniakgehalt in den Abwassewerten ist stark gesunken. :lol
Es wurde unter alkalischen Bedingungen abgeblasen. Grundsätzlich ist das nicht zulässig; daher wird davon abgeraten, dies anzuwenden
Es gibt viele Methoden zur Entfernung von Ammoniakstickstoff. In der Regel ist die biologische Methode kostengünstig. Verfahren wie A/O, A2/O, SBR, CASS sowie Oxidationskanäle weisen eine gute Fähigkeit zur Entfernung von Ammoniakstickstoff auf. Die beste Entfernungseffizienz kann über 98 % betragen.
Luftentlüftung Unter alkalischen Bedingungen (pH > 10,5) liegt der Ammoniakstickstoff im Abwasser hauptsächlich in Form von NH3 vor (Abbildung 20-2). Wenn Abwasser ausreichend mit Luft in Berührung kommt, wandert das flüchtige NH3 im Wasser von der Flüssigkeitsphase in die Gasphase über, wodurch das Ammoniak in dem Wasser entfernt wird. Der Strömungsturm ist mit holz- oder plastischen Gitterfüllstoffen ausgestattet. Die Luft strömt von unten in den Turm ein, während das Abwasser von der Oberseite des Turms in den Auffangbehälter am Boden des Turms fließt. Die wichtigsten Faktoren, die die Wirksamkeit der Ammoniakentfernung beeinflussen, sind: (1) Der pH-Wert – in der Regel wird der pH-Wert auf 10,8–11,5 erhöht ； (2) Temperatur: Bei sinkender Wassertemperatur steigt die Löslichkeit von Ammoniak an, wodurch die Effizienz der Entfernung von Ammoniak abnimmt. Zum Beispiel beträgt die Ammoniakentfernung bei 20 °C 90–95 %, während sie bei 10 °C auf etwa 75 % sinkt. Dies erschwert den Betrieb der Entgasungsanlagen im Winter ； (3) Hydraulische Belastung: Eine zu hohe hydraulische Belastung in m3/m2·h zerstört den für eine effektive Entgasung erforderlichen Wasserdurchflusszustand und führt somit zur Entstehung eines Wasservorhangs ； Die hydraulische Belastung ist zu gering; dadurch wird das Füllmaterial möglicherweise nicht ausreichend befeuchtet, was zu einem schlechten Betrieb und zur Entstehung eines trockenen Turms führt. Die durchschnittliche hydraulische Belastung liegt bei 2,5–5 m³/m²·h ； (4) Luft-Wasser-Verhältnis: Bei konstanter Turmhöhe führt eine Erhöhung des Luftdurchflusses zu einer höheren Ammoniakentfernung ； Doch mit zunehmendem Luftstrom steigt auch der Druckabfall, weshalb es eine Obergrenze für den Luftstrom gibt. Im Allgemeinen kann das Verhältnis von Gas zu Wasser bei 2500–5000 (m3/m2) liegen ； (5) Füllmaterialkonfiguration und Höhe Da das wiederholte Aufsprühen von Wasser sowie die Bildung von Wassertropfen entscheidend für die Ammoniakentfernung sind, haben die Form, die Abmessungen, der Abstand sowie die Anordnung des Füllmaterials alle Einfluss auf die Effektivität der Entfernung. Im Allgemeinen beträgt der Abstand zwischen den Füllstoffen 40–50 mm, die Höhe der Füllstoffe liegt bei 6–7,5 m. Wenn der Abstand zwischen den Füllstoffen erhöht wird, ist eine größere Höhe der Füllstoffe erforderlich ； (6) Kontrolle von Ablagerungen: Die Ablagerung von CaCO3 in den Füllstoffen verringert erheblich die Effizienz des Entgasungsbehälters. Maßnahmen zur Kontrolle von Ablagerungen sind: Das Ablagerungsschicht mit Hochdruckwasser abspülen ； Zusatz von Verkalkungshemmern zum Eingangswasser: Verwendung von Luft mit geringem oder keinem CO2-Gehalt zur Entgasung (z. B. Wiederverwendung des Ammoniakentfernungsprozesses aus Abgasen) ； Anstelle von Holz werden Kunststofffüllstoffe verwendet, die nicht so leicht verkalken. Beim Luftstripping zur Ammoniakentfernung beträgt die Entfernungsrate 60–95 %. Der Prozess ist einfach, die Behandlungswirkung stabil, die Bau- und Betriebskosten gering. Es können Abwässer mit hoher Ammoniakkonzentration behandelt werden. Doch bei niedrigen Temperaturen ist die Entgasungsleistung gering, Ablagerungen stören oft erheblich den Betrieb, und das entgasste Ammoniak verursacht eine sekundäre Umweltbelastung.
Entfernung von Ammoniakstickstoff aus Abwässern: Der Stickstoff in Abwässern kommt in der Regel in Form von stickstoffhaltigen organischen Verbindungen, Ammoniak, Nitraten und Nitriten vor. Die biologische Behandlung wandelt den größten Teil des organischen Stickstoffs in Ammoniak um, das anschließend weiter in Nitrate umgewandelt werden kann. Die derzeit angewandten Verfahren zur Stickstoffentfernung sind die biologische Nitrifikation und Denitrifikation, die selektive Austauschadsorption mit Zeolithen, die Luftentgasung sowie die Chlorierung an Wendepunkten. I. Biologische Nitrierung und Denitrifikation (biologische Stickstoffentfernungsmethode)
(a) Biologische Nitrierung
Unter aeroben Bedingungen ist der Prozess, bei dem durch die Wirkung von Nitritbakterien und Nitratabakterien Ammoniak in Nitrit- und Nitratstickstoff umgewandelt wird, als biologische Nitrierung bezeichnet. Der Reaktionsprozess der biologischen Nitrifizierung ist folgender: NH4+ + 2O2 → NO3- + 2H+ + H2O. Aus dieser Gleichung geht hervor, dass bei der Nitrifizierung 1 g Ammoniumstickstoff zur Umwandlung in Nitratstickstoff 4,57 g Sauerstoff benötigt ； (2) Im Nitrierungsprozess werden H+-Ionen freigesetzt, wodurch die Alkalität im Abwasser verbraucht wird. Für jede Oxidation von 1 g Ammoniakstickstoff wird eine Menge an Alkalität verbraucht – berechnet in CaCO3 – von 7,1 g. Die Hauptfaktoren, die den Nitrifikationsprozess beeinflussen, sind: (1) Der pH-Wert. Bei einem pH-Wert von 8,0–8,4 (bei 20 °C) ist die Nitrifikationsgeschwindigkeit am höchsten. Da der pH-Wert während des Nitrifizierungsprozesses sinkt, muss bei unzureichender Alkalität des Abwassers Kalk zugegeben werden, um den pH-Wert über 7,5 zu halten ； (2) Temperatur: Bei hoher Temperatur verläuft die Nitrierung schneller. Die optimale Wassertemperatur für Nitritbakterien beträgt 35 °C. Unter 15 °C nimmt ihre Aktivität drastisch ab; daher sollte die Wassertemperatur mindestens 15 °C betragen ； (3) Verweilzeit des Schlammes: Die Vermehrungsgeschwindigkeit der Nitrifizierbakterien ist sehr gering. Ihre maximale relative Wachstumsrate beträgt 0,3–0,5 d-1 (bei einer Temperatur von 20 °C und einem pH-Wert von 8,0–8,4). Um eine bestimmte Menge an Nitrifizierbakterien im Becken aufrechtzuerhalten, muss die Verweildauer des Schlammes länger sein als die minimale Generationsdauer der Nitrifizierbakterien. In der Praxis sollte in der Regel ein Wert von >2 gewählt werden, oder auch >2 ； (4) Löslicher Sauerstoff: Sauerstoff ist der Elektronenempfänger bei der biologischen Nitrifizierung. Eine zu niedrige Konzentration von Sauerstoff erschwert den Ablauf der Nitrifizierungsreaktionen. Im Allgemeinen sollte bei der Nitrifizierung in den Aerationsbecken des Aktivschlammverfahrens der Gehalt an gelöstem Sauerstoff bei mindestens 2–3 mg/L liegen ； (5) BOD-Belastung: Nitrifikationsbakterien sind autotrophe Bakterien, während BOD-oxidierende Bakterien heterotrophe Bakterien sind. Wenn die BOD5-Belastung zu hoch ist, führt dies dazu, dass heterotrophe Bakterien mit einer höheren Wachstumsrate schnell vermehrt werden. Dadurch erhalten die autotrophen Nitrifiziererbakterien keinen Vorteil mehr, wodurch die Geschwindigkeit der Nitrifizierung abnimmt. Um eine vollständige Nitrifizierung zu gewährleisten, sollte die BOD5-Last unter 0,3 kg (BOD5)/kg (SS).d liegen. (II) Biologische Denitrifikation: Unter Sauerstoffmangel wird durch die Wirkung von facultativen Denitrifizierbakterien (Denitrifikationsbakterien) der Prozess bezeichnet, bei dem NO2–N und NO3–N in N2 umgewandelt werden. Dieser Prozess wird als Denitrifikation bezeichnet. Die Elektronendonatoren (Wasserstoffdonatoren) im Denitrifikationsprozess sind verschiedenste organische Substrate (Kohlenstoffquellen). Als Beispiel für eine Kohlenstoffquelle kann Methanol dienen. Die Reaktionsgleichung lautet: 6NO3− + 5CH3OH → 5CO2 + 4H2O + 3N2 + 6OH−. Wie man sieht, wird im Prozess der biologischen Denitrifikation nicht nur NO3−-N sowie NO2−-N reduziert, sondern auch organische Stoffe oxidiert und zersetzt. Hauptfaktoren, die die Denitrifikation beeinflussen: (1) Temperatur. Die Temperatur hat einen größeren Einfluss auf die Denitrifikation als auf andere Prozesse der biologischen Abwasserbehandlung. Im Allgemeinen ist es sinnvoll, eine Temperatur von 20–40 °C beizubehalten. Im kalten Winter bei zu niedrigen Temperaturen können Maßnahmen wie die Verlängerung der Verweilzeit des Schlamms und die Reduzierung der Belastung ergriffen werden, um eine gute Denitrifikation zu gewährleisten ； (2) pH-Wert: Der pH-Wert während des Denitrifizierungsprozesses sollte zwischen 7,0 und 8,0 liegen ； (3) Gelöster Sauerstoff: Sauerstoff hat eine hemmende Wirkung auf die Denitrifikation. Im Allgemeinen sollte der Sauerstoffsättigungsgrad in den Denitrifikationsreaktoren unter 0,5 mg/L liegen (aktive Schlammmethode) oder unter 1 mg/L (Biologische Membranmethode) ； (4) Organische Kohlenstoffquellen: Wenn im Abwasser ausreichend organische Kohlenstoffquellen vorhanden sind und der Wert von BOD5/TN größer als (3–5) ist, ist es nicht notwendig, zusätzliche Kohlenstoffquellen hinzuzufügen. Wenn das Verhältnis von Kohlenstoff zu Stickstoff im Abwasser unter diesem Wert liegt, muss zusätzlich organischer Kohlenstoff zugegeben werden. Als zusätzlicher organischer Kohlenstoff wird meist Methanol verwendet. Angesichts des zusätzlichen Verbrauchs an gelöstem Sauerstoff durch Methanol beträgt die Menge an Methanol in der Regel das Dreifache von NO3--N. Außerdem kann auch der Tod von Mikroorganismen genutzt werden ； Der bei der Autolyse freigesetzte Anteil an organischem Kohlenstoff wird als „interner Kohlenstoffspeicher“ bezeichnet. Dafür ist jedoch eine längere Verweildauer des Schlammes oder eine niedrigere Belastungsrate erforderlich, damit die Mikroorganismen sich in der Ruhe- oder Absterbephase ihrer Wachstumskurve befinden. Deshalb muss das Volumen des Behälters entsprechend vergrößert werden. II. Auswahl von Zeolithen für den Ionenaustausch
Zeolithe sind Silikate, deren chemische Zusammensetzung durch die Formel (M2+, 2M+)O·Al2O3·mSiO2·nH2O beschrieben werden kann (wobei m = 2–10 und n = 0–9 ist). Dabei steht M2+ für zweiwertige Kationen wie Ca2+ oder Sr2+, während M+ für einwertige Katione wie Na+ oder K+ steht. Zeolithe stellen somit schwach saure Kationenaustauscher dar. In der dreidimensionalen Struktur des Zeoliths gibt es eine regelmäßige Anordnung von Kanälen und Hohlräumen, wodurch er ein Siebeffekt aufweist sowie hervorragende Eigenschaften wie selektive Adsorptionsfähigkeit, thermische Stabilität und Formstabilität besitzt. Es gibt viele Arten von natürlichen Zeolithen; der hauptsächlich zur Entfernung von Ammoniumstickstoff verwendet wird, ist Orthozeolith. Die Austauschselektivität von Schieferzeolith für bestimmte Kationen ist wie folgt: K+, NH4+ > Na+ > Ba2+ > Ca2+ > Mg2+. Durch die starke Selektivität von Schieferzeolith gegenüber NH4+ kann das Ammonium in Wasser mithilfe des Austauschadsorptionsverfahrens entfernt werden. Ausgetauschte, adsorptionsgesättigte Filtersteine können nach Regeneration wiederverwendet werden. Der pH-Wert der Lösung hat einen großen Einfluss auf die Ammoniakentfernung durch Zeolithe. Wenn der pH-Wert zu hoch ist, wandelt sich NH4+ in NH3 um, wodurch die Austauschadsorption abnimmt ； Wenn der pH-Wert zu niedrig ist, verstärkt sich die konkurrierende Adsorption von H+, was der Entfernung von NH4+ entgegenwirkt. In der Regel liegt der pH-Wert des Einlaufwassers bei 6–8. Beim Aufbereiten von städtischen Abwässern mit einem Ammoniakgehalt von 10–20 mg/L kann die Konzentration im Abwasser auf unter 1 mg/L gesenkt werden. Bei der Durchdringung beträgt das Volumen des fließenden Wassers etwa 100–150 Bettkapazitäten. Die Arbeitsaustauschkapazität von Zeolithen liegt bei etwa 0,4×10-3 n-1 mol/g. Zeolithe, deren Ammoniumadsorption gesättigt ist, können mit 5 g/l Kalkmilch oder gesättigter Kalklösung regeneriert werden. Die Menge an Regenerationsflüssigkeit beträgt etwa 3–5 % der Menge des zu behandelnden Wassers. Studien zeigen, dass die Zugabe von 0,1 mol NaCl zur Kalk-Renaturierungsflüssigkeit die Effizienz der Renaturierung erhöhen kann. Zur Bekämpfung des Verkalkungsproblems bei der Regeneration von Kalk wird auch eine 2-%ige Natriumchloridlösung als Regenerierflüssigkeit verwendet; in diesem Fall ist die Menge der benötigten Regenerierflüssigkeit groß. Die bei der Regeneration anfallenden Abfälle mit hohem Ammoniakgehalt müssen behandelt werden. Zu den Behandlungsmethoden gehören: (1) Luftentfernung – Das entstandene NH3 wird entweder abgeleitet oder mit H2SO4 aufgenommen, um als Dünger verwendet zu werden ； (2) Dampfentfernung: Die Kondensflüssigkeit ist eine 1%-ige Ammoniaklösung, die als Düngemittel verwendet werden kann ； (3) Elektrolytische Oxidation (Elektroklorierung): Dabei wird Ammoniak in N2 umgewandelt. Drei: Luftentfernung – Unter alkalischen Bedingungen (pH > 10,5) existiert das Ammoniak in Abwässern hauptsächlich in Form von NH3 (Abbildung 20-2). Wenn Abwasser ausreichend mit Luft in Berührung kommt, wandert das flüchtige NH3 im Wasser von der Flüssigkeitsphase in die Gasphase über, wodurch das Ammoniak in dem Wasser entfernt wird. Der Strömungsturm ist mit holz- oder plastischen Gitterfüllstoffen ausgestattet. Die Luft strömt von unten in den Turm ein, während das Abwasser von der Oberseite des Turms in den Auffangbehälter am Boden des Turms fließt. Die wichtigsten Faktoren, die die Wirksamkeit der Ammoniakentfernung beeinflussen, sind: (1) Der pH-Wert – in der Regel wird der pH-Wert auf 10,8–11,5 erhöht ； (2) Temperatur: Bei sinkender Wassertemperatur steigt die Löslichkeit von Ammoniak an, wodurch die Effizienz der Entfernung von Ammoniak abnimmt. Zum Beispiel beträgt die Ammoniakentfernung bei 20 °C 90–95 %, während sie bei 10 °C auf etwa 75 % sinkt. Dies erschwert den Betrieb der Entgasungsanlagen im Winter ； (3) Hydraulische Belastung: Eine zu hohe hydraulische Belastung in m3/m2·h zerstört den für eine effektive Entgasung erforderlichen Wasserdurchflusszustand und führt somit zur Entstehung eines Wasservorhangs ； Die hydraulische Belastung ist zu gering; dadurch wird das Füllmaterial möglicherweise nicht ausreichend befeuchtet, was zu einem schlechten Betrieb und zur Entstehung eines trockenen Turms führt. Die durchschnittliche hydraulische Belastung liegt bei 2,5–5 m³/m²·h ； (4) Luft-Wasser-Verhältnis: Bei konstanter Turmhöhe führt eine Erhöhung des Luftdurchflusses zu einer höheren Ammoniakentfernung ； Doch mit zunehmendem Luftstrom steigt auch der Druckabfall, weshalb es eine Obergrenze für den Luftstrom gibt. Im Allgemeinen kann das Verhältnis von Gas zu Wasser bei 2500–5000 (m3/m2) liegen ； (5) Füllmaterialkonfiguration und Höhe Da das wiederholte Aufsprühen von Wasser sowie die Bildung von Wassertropfen entscheidend für die Ammoniakentfernung sind, haben die Form, die Abmessungen, der Abstand sowie die Anordnung des Füllmaterials alle Einfluss auf die Effektivität der Entfernung. Im Allgemeinen beträgt der Abstand zwischen den Füllstoffen 40–50 mm, die Höhe der Füllstoffe liegt bei 6–7,5 m. Wenn der Abstand zwischen den Füllstoffen erhöht wird, ist eine größere Höhe der Füllstoffe erforderlich ； (6) Kontrolle von Ablagerungen: Die Ablagerung von CaCO3 in den Füllstoffen verringert erheblich die Effizienz des Entgasungsbehälters. Maßnahmen zur Kontrolle von Ablagerungen sind: Das Ablagerungsschicht mit Hochdruckwasser abspülen ； Zusatz von Verkalkungshemmern zum Eingangswasser: Verwendung von Luft mit geringem oder keinem CO2-Gehalt zur Entgasung (z. B. Wiederverwendung des Ammoniakentfernungsprozesses aus Abgasen) ； Anstelle von Holz werden Kunststofffüllstoffe verwendet, die nicht so leicht verkalken. Beim Luftstripping zur Ammoniakentfernung beträgt die Entfernungsrate 60–95 %. Der Prozess ist einfach, die Behandlungswirkung stabil, die Bau- und Betriebskosten gering. Es können Abwässer mit hoher Ammoniakkonzentration behandelt werden. Doch bei niedrigen Temperaturen ist die Entgasungsleistung gering, Ablagerungen stören oft erheblich den Betrieb, und das entgasste Ammoniak verursacht eine sekundäre Umweltbelastung. IV. Schwellenwertchlorierung: Es handelt sich um eine Methode, bei der überschüssiges Chlor oder Natriumhypochlorit zugegeben wird – mehr als der „Schwellenwert“ (siehe Kapitel 14) –, um das Ammoniak in den Abwässern vollständig in N2 umzuwandeln. Diese Methode wird als Schwellenwertchlorierung bezeichnet. Die Reaktion kann wie folgt dargestellt werden: NH4+ + 1,5 HOCl → 0,5 N2 + 1,5 H2O + 2,5 H+ + 1,5 Cl-. Aus der Reaktionsgleichung geht hervor, dass die theoretische Menge an Chlor, die zum Erreichen des Schwellenwerts benötigt wird, 7,6 kg/kg (NH3-N) beträgt. In der Praxis liegt die tatsächlich benötigte Menge jedoch zwischen 8 und 10 kg/kg (NH3-N). Wenn die Reaktion bei pH = 6–7 stattfindet, kann die Menge des zugeführten Stoffes auf ein Minimum reduziert werden. Die Kontaktzeit beträgt in der Regel 0,5 bis 2 Stunden. Eine strenge Kontrolle des pH-Werts und der Chlorgabe kann die Bildung schädlicher Chlornitride (wie NCl3) sowie chlorierter organischer Verbindungen in der Reaktion reduzieren. Die Punktwäsche-Chlorigierung erreicht eine Entfernung von Ammoniumstickstoff im Bereich von 90–100 %. Die Behandlungsergebnisse sind stabil, sie werden nicht durch die Wassertemperatur beeinflusst, und die Anschaffungskosten sind ebenfalls gering. Doch seine Betriebskosten sind hoch ； Restchlor und chlorierte organische Verbindungen müssen nachbehandelt werden.
(a) Biologische Nitrierung
Unter aeroben Bedingungen ist der Prozess, bei dem durch die Wirkung von Nitritbakterien und Nitratabakterien Ammoniak in Nitrit- und Nitratstickstoff umgewandelt wird, als biologische Nitrierung bezeichnet. Der Reaktionsprozess der biologischen Nitrifizierung ist folgender: NH4+ + 2O2 → NO3- + 2H+ + H2O. Aus dieser Gleichung geht hervor, dass bei der Nitrifizierung 1 g Ammoniumstickstoff zur Umwandlung in Nitratstickstoff 4,57 g Sauerstoff benötigt ； (2) Im Nitrierungsprozess werden H+-Ionen freigesetzt, wodurch die Alkalität im Abwasser verbraucht wird. Für jede Oxidation von 1 g Ammoniakstickstoff wird eine Menge an Alkalität verbraucht – berechnet in CaCO3 – von 7,1 g. Die Hauptfaktoren, die den Nitrifikationsprozess beeinflussen, sind: (1) Der pH-Wert. Bei einem pH-Wert von 8,0–8,4 (bei 20 °C) ist die Nitrifikationsgeschwindigkeit am höchsten. Da der pH-Wert während des Nitrifizierungsprozesses sinkt, muss bei unzureichender Alkalität des Abwassers Kalk zugegeben werden, um den pH-Wert über 7,5 zu halten ； (2) Temperatur: Bei hoher Temperatur verläuft die Nitrierung schneller. Die optimale Wassertemperatur für Nitritbakterien beträgt 35 °C. Unter 15 °C nimmt ihre Aktivität drastisch ab; daher sollte die Wassertemperatur mindestens 15 °C betragen ； (3) Verweilzeit des Schlammes: Die Vermehrungsgeschwindigkeit der Nitrifizierbakterien ist sehr gering. Ihre maximale relative Wachstumsrate beträgt 0,3–0,5 d-1 (bei einer Temperatur von 20 °C und einem pH-Wert von 8,0–8,4). Um eine bestimmte Menge an Nitrifizierbakterien im Becken aufrechtzuerhalten, muss die Verweildauer des Schlammes länger sein als die minimale Generationsdauer der Nitrifizierbakterien. In der Praxis sollte in der Regel ein Wert von >2 gewählt werden, oder auch >2 ； (4) Löslicher Sauerstoff: Sauerstoff ist der Elektronenempfänger bei der biologischen Nitrifizierung. Eine zu niedrige Konzentration von Sauerstoff erschwert den Ablauf der Nitrifizierungsreaktionen. Im Allgemeinen sollte bei der Nitrifizierung in den Aerationsbecken des Aktivschlammverfahrens der Gehalt an gelöstem Sauerstoff bei mindestens 2–3 mg/L liegen ； (5) BOD-Belastung: Nitrifikationsbakterien sind autotrophe Bakterien, während BOD-oxidierende Bakterien heterotrophe Bakterien sind. Wenn die BOD5-Belastung zu hoch ist, führt dies dazu, dass heterotrophe Bakterien mit einer höheren Wachstumsrate schnell vermehrt werden. Dadurch erhalten die autotrophen Nitrifiziererbakterien keinen Vorteil mehr, wodurch die Geschwindigkeit der Nitrifizierung abnimmt. Um eine vollständige Nitrifizierung zu gewährleisten, sollte die BOD5-Last unter 0,3 kg (BOD5)/kg (SS).d liegen. (II) Biologische Denitrifikation: Unter Sauerstoffmangel wird durch die Wirkung von facultativen Denitrifizierbakterien (Denitrifikationsbakterien) der Prozess bezeichnet, bei dem NO2–N und NO3–N in N2 umgewandelt werden. Dieser Prozess wird als Denitrifikation bezeichnet. Die Elektronendonatoren (Wasserstoffdonatoren) im Denitrifikationsprozess sind verschiedenste organische Substrate (Kohlenstoffquellen). Als Beispiel für eine Kohlenstoffquelle kann Methanol dienen. Die Reaktionsgleichung lautet: 6NO3− + 5CH3OH → 5CO2 + 4H2O + 3N2 + 6OH−. Wie man sieht, wird im Prozess der biologischen Denitrifikation nicht nur NO3−-N sowie NO2−-N reduziert, sondern auch organische Stoffe oxidiert und zersetzt. Hauptfaktoren, die die Denitrifikation beeinflussen: (1) Temperatur. Die Temperatur hat einen größeren Einfluss auf die Denitrifikation als auf andere Prozesse der biologischen Abwasserbehandlung. Im Allgemeinen ist es sinnvoll, eine Temperatur von 20–40 °C beizubehalten. Im kalten Winter bei zu niedrigen Temperaturen können Maßnahmen wie die Verlängerung der Verweilzeit des Schlamms und die Reduzierung der Belastung ergriffen werden, um eine gute Denitrifikation zu gewährleisten ； (2) pH-Wert: Der pH-Wert während des Denitrifizierungsprozesses sollte zwischen 7,0 und 8,0 liegen ； (3) Gelöster Sauerstoff: Sauerstoff hat eine hemmende Wirkung auf die Denitrifikation. Im Allgemeinen sollte der Sauerstoffsättigungsgrad in den Denitrifikationsreaktoren unter 0,5 mg/L liegen (aktive Schlammmethode) oder unter 1 mg/L (Biologische Membranmethode) ； (4) Organische Kohlenstoffquellen: Wenn im Abwasser ausreichend organische Kohlenstoffquellen vorhanden sind und der Wert von BOD5/TN größer als (3–5) ist, ist es nicht notwendig, zusätzliche Kohlenstoffquellen hinzuzufügen. Wenn das Verhältnis von Kohlenstoff zu Stickstoff im Abwasser unter diesem Wert liegt, muss zusätzlich organischer Kohlenstoff zugegeben werden. Als zusätzlicher organischer Kohlenstoff wird meist Methanol verwendet. Angesichts des zusätzlichen Verbrauchs an gelöstem Sauerstoff durch Methanol beträgt die Menge an Methanol in der Regel das Dreifache von NO3--N. Außerdem kann auch der Tod von Mikroorganismen genutzt werden ； Der bei der Autolyse freigesetzte Anteil an organischem Kohlenstoff wird als „interner Kohlenstoffspeicher“ bezeichnet. Dafür ist jedoch eine längere Verweildauer des Schlammes oder eine niedrigere Belastungsrate erforderlich, damit die Mikroorganismen sich in der Ruhe- oder Absterbephase ihrer Wachstumskurve befinden. Deshalb muss das Volumen des Behälters entsprechend vergrößert werden. II. Auswahl von Zeolithen für den Ionenaustausch
Zeolithe sind Silikate, deren chemische Zusammensetzung durch die Formel (M2+, 2M+)O·Al2O3·mSiO2·nH2O beschrieben werden kann (wobei m = 2–10 und n = 0–9 ist). Dabei steht M2+ für zweiwertige Kationen wie Ca2+ oder Sr2+, während M+ für einwertige Katione wie Na+ oder K+ steht. Zeolithe stellen somit schwach saure Kationenaustauscher dar. In der dreidimensionalen Struktur des Zeoliths gibt es eine regelmäßige Anordnung von Kanälen und Hohlräumen, wodurch er ein Siebeffekt aufweist sowie hervorragende Eigenschaften wie selektive Adsorptionsfähigkeit, thermische Stabilität und Formstabilität besitzt. Es gibt viele Arten von natürlichen Zeolithen; der hauptsächlich zur Entfernung von Ammoniumstickstoff verwendet wird, ist Orthozeolith. Die Austauschselektivität von Schieferzeolith für bestimmte Kationen ist wie folgt: K+, NH4+ > Na+ > Ba2+ > Ca2+ > Mg2+. Durch die starke Selektivität von Schieferzeolith gegenüber NH4+ kann das Ammonium in Wasser mithilfe des Austauschadsorptionsverfahrens entfernt werden. Ausgetauschte, adsorptionsgesättigte Filtersteine können nach Regeneration wiederverwendet werden. Der pH-Wert der Lösung hat einen großen Einfluss auf die Ammoniakentfernung durch Zeolithe. Wenn der pH-Wert zu hoch ist, wandelt sich NH4+ in NH3 um, wodurch die Austauschadsorption abnimmt ； Wenn der pH-Wert zu niedrig ist, verstärkt sich die konkurrierende Adsorption von H+, was der Entfernung von NH4+ entgegenwirkt. In der Regel liegt der pH-Wert des Einlaufwassers bei 6–8. Beim Aufbereiten von städtischen Abwässern mit einem Ammoniakgehalt von 10–20 mg/L kann die Konzentration im Abwasser auf unter 1 mg/L gesenkt werden. Bei der Durchdringung beträgt das Volumen des fließenden Wassers etwa 100–150 Bettkapazitäten. Die Arbeitsaustauschkapazität von Zeolithen liegt bei etwa 0,4×10-3 n-1 mol/g. Zeolithe, deren Ammoniumadsorption gesättigt ist, können mit 5 g/l Kalkmilch oder gesättigter Kalklösung regeneriert werden. Die Menge an Regenerationsflüssigkeit beträgt etwa 3–5 % der Menge des zu behandelnden Wassers. Studien zeigen, dass die Zugabe von 0,1 mol NaCl zur Kalk-Renaturierungsflüssigkeit die Effizienz der Renaturierung erhöhen kann. Zur Bekämpfung des Verkalkungsproblems bei der Regeneration von Kalk wird auch eine 2-%ige Natriumchloridlösung als Regenerierflüssigkeit verwendet; in diesem Fall ist die Menge der benötigten Regenerierflüssigkeit groß. Die bei der Regeneration anfallenden Abfälle mit hohem Ammoniakgehalt müssen behandelt werden. Zu den Behandlungsmethoden gehören: (1) Luftentfernung – Das entstandene NH3 wird entweder abgeleitet oder mit H2SO4 aufgenommen, um als Dünger verwendet zu werden ； (2) Dampfentfernung: Die Kondensflüssigkeit ist eine 1%-ige Ammoniaklösung, die als Düngemittel verwendet werden kann ； (3) Elektrolytische Oxidation (Elektroklorierung): Dabei wird Ammoniak in N2 umgewandelt. Drei: Luftentfernung – Unter alkalischen Bedingungen (pH > 10,5) existiert das Ammoniak in Abwässern hauptsächlich in Form von NH3 (Abbildung 20-2). Wenn Abwasser ausreichend mit Luft in Berührung kommt, wandert das flüchtige NH3 im Wasser von der Flüssigkeitsphase in die Gasphase über, wodurch das Ammoniak in dem Wasser entfernt wird. Der Strömungsturm ist mit holz- oder plastischen Gitterfüllstoffen ausgestattet. Die Luft strömt von unten in den Turm ein, während das Abwasser von der Oberseite des Turms in den Auffangbehälter am Boden des Turms fließt. Die wichtigsten Faktoren, die die Wirksamkeit der Ammoniakentfernung beeinflussen, sind: (1) Der pH-Wert – in der Regel wird der pH-Wert auf 10,8–11,5 erhöht ； (2) Temperatur: Bei sinkender Wassertemperatur steigt die Löslichkeit von Ammoniak an, wodurch die Effizienz der Entfernung von Ammoniak abnimmt. Zum Beispiel beträgt die Ammoniakentfernung bei 20 °C 90–95 %, während sie bei 10 °C auf etwa 75 % sinkt. Dies erschwert den Betrieb der Entgasungsanlagen im Winter ； (3) Hydraulische Belastung: Eine zu hohe hydraulische Belastung in m3/m2·h zerstört den für eine effektive Entgasung erforderlichen Wasserdurchflusszustand und führt somit zur Entstehung eines Wasservorhangs ； Die hydraulische Belastung ist zu gering; dadurch wird das Füllmaterial möglicherweise nicht ausreichend befeuchtet, was zu einem schlechten Betrieb und zur Entstehung eines trockenen Turms führt. Die durchschnittliche hydraulische Belastung liegt bei 2,5–5 m³/m²·h ； (4) Luft-Wasser-Verhältnis: Bei konstanter Turmhöhe führt eine Erhöhung des Luftdurchflusses zu einer höheren Ammoniakentfernung ； Doch mit zunehmendem Luftstrom steigt auch der Druckabfall, weshalb es eine Obergrenze für den Luftstrom gibt. Im Allgemeinen kann das Verhältnis von Gas zu Wasser bei 2500–5000 (m3/m2) liegen ； (5) Füllmaterialkonfiguration und Höhe Da das wiederholte Aufsprühen von Wasser sowie die Bildung von Wassertropfen entscheidend für die Ammoniakentfernung sind, haben die Form, die Abmessungen, der Abstand sowie die Anordnung des Füllmaterials alle Einfluss auf die Effektivität der Entfernung. Im Allgemeinen beträgt der Abstand zwischen den Füllstoffen 40–50 mm, die Höhe der Füllstoffe liegt bei 6–7,5 m. Wenn der Abstand zwischen den Füllstoffen erhöht wird, ist eine größere Höhe der Füllstoffe erforderlich ； (6) Kontrolle von Ablagerungen: Die Ablagerung von CaCO3 in den Füllstoffen verringert erheblich die Effizienz des Entgasungsbehälters. Maßnahmen zur Kontrolle von Ablagerungen sind: Das Ablagerungsschicht mit Hochdruckwasser abspülen ； Zusatz von Verkalkungshemmern zum Eingangswasser: Verwendung von Luft mit geringem oder keinem CO2-Gehalt zur Entgasung (z. B. Wiederverwendung des Ammoniakentfernungsprozesses aus Abgasen) ； Anstelle von Holz werden Kunststofffüllstoffe verwendet, die nicht so leicht verkalken. Beim Luftstripping zur Ammoniakentfernung beträgt die Entfernungsrate 60–95 %. Der Prozess ist einfach, die Behandlungswirkung stabil, die Bau- und Betriebskosten gering. Es können Abwässer mit hoher Ammoniakkonzentration behandelt werden. Doch bei niedrigen Temperaturen ist die Entgasungsleistung gering, Ablagerungen stören oft erheblich den Betrieb, und das entgasste Ammoniak verursacht eine sekundäre Umweltbelastung. IV. Schwellenwertchlorierung: Es handelt sich um eine Methode, bei der überschüssiges Chlor oder Natriumhypochlorit zugegeben wird – mehr als der „Schwellenwert“ (siehe Kapitel 14) –, um das Ammoniak in den Abwässern vollständig in N2 umzuwandeln. Diese Methode wird als Schwellenwertchlorierung bezeichnet. Die Reaktion kann wie folgt dargestellt werden: NH4+ + 1,5 HOCl → 0,5 N2 + 1,5 H2O + 2,5 H+ + 1,5 Cl-. Aus der Reaktionsgleichung geht hervor, dass die theoretische Menge an Chlor, die zum Erreichen des Schwellenwerts benötigt wird, 7,6 kg/kg (NH3-N) beträgt. In der Praxis liegt die tatsächlich benötigte Menge jedoch zwischen 8 und 10 kg/kg (NH3-N). Wenn die Reaktion bei pH = 6–7 stattfindet, kann die Menge des zugeführten Stoffes auf ein Minimum reduziert werden. Die Kontaktzeit beträgt in der Regel 0,5 bis 2 Stunden. Eine strenge Kontrolle des pH-Werts und der Chlorgabe kann die Bildung schädlicher Chlornitride (wie NCl3) sowie chlorierter organischer Verbindungen in der Reaktion reduzieren. Die Punktwäsche-Chlorigierung erreicht eine Entfernung von Ammoniumstickstoff im Bereich von 90–100 %. Die Behandlungsergebnisse sind stabil, sie werden nicht durch die Wassertemperatur beeinflusst, und die Anschaffungskosten sind ebenfalls gering. Doch seine Betriebskosten sind hoch ； Restchlor und chlorierte organische Verbindungen müssen nachbehandelt werden.
Unter alkalischen Bedingungen funktioniert die Entgasung in der Entgaserturm hervorragend.