專利名稱：一種利用緩釋固體碳源進(jìn)行生物脫氮的方法
技術(shù)領(lǐng)域：
本發(fā)明屬于環(huán)境保護(hù)技術(shù)領(lǐng)域，涉及ー種利用緩釋固體碳源進(jìn)行受硝酸鹽污染水體生物脫氮的方法。
背景技術(shù)：
目前，全球越來越多的國家地表及地下水體受到嚴(yán)重的硝酸鹽污染，而人們的飲用水源多為地下水及地表水，因此這在很大程度上威脅了人們的飲水安全。人體長期攝入過量的硝酸鹽會引起高鐵血紅蛋白癥，甚至癌癥。美國環(huán)境保護(hù)協(xié)會已經(jīng)給出標(biāo)準(zhǔn)要求飲用水中硝酸鹽濃度應(yīng)低于10mg/L。目前，去除水體中的硝態(tài)氮有很多種方法，例如離子交換法、反滲透法及生物脫氮法等等。在眾多脫氮方法中，生物脫氮因其安全、高效、低成本等 優(yōu)勢最受關(guān)注。生物脫氮是在反硝化微生物的作用下將硝酸根逐步還原為氮氣的過程(NO3- — NO2- — NO — N2O — N2),該過程是在一系列的酶解反應(yīng)下進(jìn)行的(見文獻(xiàn)ProcessBiochemistry, 2006，41:1289 - 1295)。在整個脫氮過程中，硝態(tài)氮作為電子受體需要有機(jī)碳向其提供電子，但是由于碳源不足，造成反硝化效果不理想。長久以來，為了提高反硝化的效果，人們常添加甲醇、こ酸等液態(tài)碳源作為補(bǔ)充碳源。這些液態(tài)碳源具有快速釋放且易于被微生物利用等優(yōu)點，但它存在投加量難以控制、投加次數(shù)頻繁、易造成二次污染等問題。固體碳源因具有緩慢釋放、一次投加后可持續(xù)提供碳源、能使反硝化過程持久進(jìn)行等優(yōu)點，更適合作為受硝酸鹽污染水體反硝化的碳源。固態(tài)碳源有很多種，包括，人工合成的大分子材料(見文獻(xiàn)Bioresource Technology, 2011, 102:8835-8838);天然的纖維素材料如棉花、甘草、樹皮(見文獻(xiàn)Process Biochemistry, 2006, 41:1539-1544)等。其中，人工合成的固態(tài)碳源其顆粒度較好且釋碳量較易控制，可以獲得較好的脫氮效果，但其生產(chǎn)成本較高。木薯作為一種經(jīng)濟(jì)作物，其淀粉含量非常高，是エ業(yè)生產(chǎn)酒精的ー種重要原料。木薯酒糟作為木薯制備酒精的廢棄物，其產(chǎn)量巨大，主要成分為纖維素、木質(zhì)素等有機(jī)物(見文獻(xiàn)Bioresource Technology, 2000, 74:81-87)。但到目前為止,未見將其用作為生物反硝化脫氮緩釋固體碳源的報道。

發(fā)明內(nèi)容
本發(fā)明的目的在于為克服現(xiàn)有技術(shù)的缺陷而提供一種使受硝酸鹽污染水體的生物脫氮方法，該方法利用木薯酒糟作為生物反硝化的固體碳源，使受硝酸鹽污染水體生物脫氮，同時也為大量的木薯酒糟提供一條資源化利用的途徑。為實現(xiàn)上述目的，本發(fā)明采用以下技術(shù)方案ー種含硝酸鹽污水的生物脫氮方法，包含以下步驟向受硝酸鹽污染的水體中添加木薯酒糟進(jìn)行脫氮處理。
所述的受硝酸鹽污染的水體未處理前其硝酸鹽濃度為2 80mg/L。所述的木薯酒糟的加入量與受硝酸鹽污染的水體中硝態(tài)氮的質(zhì)量比為3:1 150:1，優(yōu)選為15:1 25:1(即優(yōu)選木薯酒糟的最佳投加量為15 25g木薯酒糟/g NO3 —N)。所述的脫氮處理的處理時間為6-18天所述的脫氮處理的處理時間為14天。所述的脫氮處理的溫度為5 30°C，優(yōu)選為20°C。本發(fā)明是將木薯酒糟用于受硝酸鹽污染的天然河道水體中，所有的受硝酸鹽污染的水體都可以，包括地下水。
本發(fā)明的生物反硝化脫氮是利用反硝化微生物的脫氮反硝化作用，將硝酸鹽作為電子受體，將硝酸根逐步還原為氮氣去除，NO3^ — NO2^ — NO — N2O — N2。主要的反硝化微生物是異樣型微生物，需要利用外界提供的碳源，而木薯酒糟正是利用其緩釋型為其持續(xù)緩慢的提供碳源，從而實現(xiàn)脫氮作用，并克服了傳統(tǒng)液態(tài)碳源頻繁投加的缺點。本發(fā)明的有益效果是本發(fā)明操作特別方便，只需根據(jù)水體中硝酸鹽濃度，加入一定量的木薯酒糟即可。它主要通過木薯酒糟在水中緩慢釋放有機(jī)碳作為微生物反硝化的碳源，達(dá)到生物脫氮的目的。(I)為生物脫氮法治理水體中硝酸鹽污染提供了一種優(yōu)良的固體碳源，該碳源克服了液態(tài)碳源需要頻繁投加等缺點。通過一次投加本發(fā)明的固體碳源，可以緩慢、持續(xù)的釋放有機(jī)物質(zhì)，保證高效、持續(xù)的脫氮效果。另外，檢測發(fā)現(xiàn)結(jié)束后最終COD濃度也較低，且在其失去釋碳功能后，可在環(huán)境中自然降解，不會造成二次污染。(2)提供了一條資源化利用木薯酒糟的新途徑，避免了資源的浪費并減輕其對環(huán)境的污染。(3)處理后木薯酒糟不需要分離，因為酒糟屬于纖維素類物質(zhì)，失去釋碳功能后可在自然界中自然分解，故無需分離。
具體實施例方式下面結(jié)合實例作進(jìn)ー步詳細(xì)說明，應(yīng)當(dāng)理解下面所舉的實施例只是為了解釋說明本發(fā)明，并不包括本發(fā)明的所有內(nèi)容。實施例I按O. 02g/L的投加量將木薯酒糟(元素成分為C32. 33%、NO. 6%、H5. 16%)投入到硝態(tài)氮濃度為2. Omg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為10:1)，置于20°C環(huán)境中。經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為O. 25mg/L、亞硝態(tài)氮為O、COD為29mg/L，最終脫氮率為87. 5%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約22倍。實施例2按O. 15g/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為10. Omg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為15:1)，其他操作同實施例1，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為O. 47mg/L、亞硝態(tài)氮為O、COD為33mg/L，最終脫氮率達(dá)95. 3%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約24倍。實施例3
按O. 25g/L的投加量將木薯酒糟投入硝態(tài)氮濃度為10. Omg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為25:1)，其他操作同實施例1，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為O. 38mg/L、亞硝態(tài)氮為O、COD為34. 8mg/L,最終脫氮率達(dá)96. 2%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約24倍。實施例4按O. 5g/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為10. Omg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為50:1)，其他操作同實施例1，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為O. 015mg/L、亞硝態(tài)氮為0、C0D為52. 8mg/L，最終脫氮率達(dá)99. 8%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約25倍。實施例5按I. Og/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為10. Omg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為100:1)，其他操作同實施例1，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為Omg/L、亞硝態(tài)氮為0、C0D為66. 4mg/L，表明硝態(tài)氮全部去除。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約25倍。實施例6按I. 5g/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為10. Omg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為150:1)，其他操作同實施例1，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為Omg/L、亞硝態(tài)氮為O、COD為104. 4mg/L，表明硝態(tài)氮全部去除。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約25倍。實施例7按O. 25g/L的投加量將木薯酒糟投入硝態(tài)氮濃度為10. Omg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為25:1)，置于5°C環(huán)境中，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為
I.5mg/L、亞硝態(tài)氮為O、COD為31. 5mg/L，最終脫氮率達(dá)85%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約21倍。實施例8按O. 25g/L的投加量將木薯酒糟投入硝態(tài)氮濃度為10. Omg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為25:1)，置于30で環(huán)境中，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為O. 28mg/L、亞硝態(tài)氮為O、COD為36. 5mg/L,最終脫氮率達(dá)97. 2%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約24倍。實施例9按O. 25g/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為40. Omg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為6. 25:1 )，其他操作同實施例1，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為22. 75mg/L、亞硝態(tài)氮為O、COD為36. 32mg/L，最終脫氮率達(dá)43. 1%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約11倍。實施例10按O. 5g/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為40. Omg/L的河道水模擬裝置 中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為12. 5:1)，其他操作同實施例1，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為8. 84mg/L、亞硝態(tài)氮為O、COD為43. 3mg/L,最終脫氮率達(dá)77. 9%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約19倍。
實施例11按I. Og/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為40. Omg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為25:1)，其他操作同實施例1，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為O. 075mg/L、亞硝態(tài)氮為0、C0D為64. 8mg/L，最終脫氮率達(dá)99. 8%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約25倍。實施例12按I. 5g/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為40. Omg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為37. 5:1)，其他操作同實施例1，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為O. 15mg/L、亞硝態(tài)氮為0、C0D為114. 4mg/L，最終脫氮率達(dá)99. 6%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約25倍。實施例13
按2. Og/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為40. Omg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為50:1)，其他操作同實施例1，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為0. llmg/L、亞硝態(tài)氮為0、C0D為153. 2mg/L，最終脫氮率達(dá)99. 7%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約25倍。實施例14按I. 0g/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為40. 0mg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為25:1)，置于5°C環(huán)境中，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為
2.6mg/L、亞硝態(tài)氮為O、COD為52mg/L，最終脫氮率達(dá)93. 5%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約23倍。實施例15按I. 0g/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為40. 0mg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為25:1)，置于30で環(huán)境中，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為0mg/L、亞硝態(tài)氮為0、C0D為68mg/L，表明硝態(tài)氮全部被去處。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約25倍。實施例16按0. 24g/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為80. 0mg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為3:1)，其他操作同實施例1，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為50. 38mg/L、亞硝態(tài)氮為0、C0D為36. 8mg/L，最終脫氮率達(dá)37%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約9倍。實施例17按I. 5g/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為80. 0mg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為18. 75:1)，其他操作同實施例1，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為6. 37mg/L、亞硝態(tài)氮為0、C0D為72. 4mg/L，最終脫氮率達(dá)92. 04%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約23倍。實施例18按2. 0g/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為80. 0mg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為25:1)，其他操作同實施例1，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為3. 99mg/L、亞硝態(tài)氮為O、COD為76. 4mg/L，最終脫氮率達(dá)95. 01%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約24倍。實施例19按I. 5g/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為80. Omg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為18. 75:1)，置于5で環(huán)境中，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為10. 2mg/L、亞硝態(tài)氮為O、COD為65. 4mg/L，最終脫氮率達(dá)87. 25%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約22倍。實施例20按I. 5g/L的投加量將木薯酒糟投入到硝態(tài)氮濃度為80. Omg/L的河道水模擬裝置中(木薯酒糟與硝態(tài)氮的質(zhì)量比為18. 75:1)，置于30°C環(huán)境中，經(jīng)過14天后，測得硝態(tài)氮濃度為4. 2mg/L、亞硝態(tài)氮為O、COD為75mg/L，最終脫氮率達(dá)94. 75%。而不添加酒糟的對照組脫氮率為4%，效果提高了約24倍。 上述的對實施例的描述是為便于該技術(shù)領(lǐng)域的普通技術(shù)人員能理解和應(yīng)用本發(fā)明。熟悉本領(lǐng)域技術(shù)的人員顯然可以容易地對這些實施例做出各種修改，并把在此說明的一般原理應(yīng)用到其他實施例中而不必經(jīng)過創(chuàng)造性的勞動。因此，本發(fā)明不限于這里的實施例，本領(lǐng)域技術(shù)人員根據(jù)本發(fā)明的掲示，不脫離本發(fā)明范疇所做出的改進(jìn)和修改都應(yīng)該在本發(fā)明的保護(hù)范圍之內(nèi)。
權(quán)利要求
1.ー種含硝酸鹽污水的生物脫氮方法，其特征在于包含以下步驟向受硝酸鹽污染的水體中添加木薯酒糟進(jìn)行脫氮處理。
2.根據(jù)權(quán)利要求I所述的脫氮方法，其特征在于所述的受硝酸鹽污染的水體未處理前其硝酸鹽濃度為2 80mg/L。
3.根據(jù)權(quán)利要求I所述的脫氮方法，其特征在于所述的木薯酒糟的加入量與受硝酸鹽污染的水體中硝態(tài)氮的質(zhì)量比為3:1 150:1。
4.根據(jù)權(quán)利要求I所述的脫氮方法，其特征在于所述的木薯酒糟的加入量與受硝酸鹽污染的水體中硝態(tài)氮的質(zhì)量比為15:1 25:1。
5.根據(jù)權(quán)利要求I所述的脫氮方法，其特征在于所述的脫氮處理的處理時間為6-18天。
6.根據(jù)權(quán)利要求I所述的脫氮方法，其特征在于所述的脫氮處理的處理時間為14天。
7.根據(jù)權(quán)利要求I所述的脫氮方法，其特征在于所述的脫氮處理的溫度為5 30°C。
8.根據(jù)權(quán)利要求I所述的脫氮方法，其特征在于所述的脫氮處理的溫度為20°C。
全文摘要
本發(fā)明屬于環(huán)境保護(hù)技術(shù)領(lǐng)域，涉及一種利用緩釋碳源對受硝酸鹽污染水體進(jìn)行反硝化脫氮的方法，包含以下步驟向受硝酸鹽污染的水體中添加木薯酒糟對污水進(jìn)行脫氮處理。本發(fā)明操作特別方便，只需根據(jù)水體中硝酸鹽濃度，按比例加入一定量的木薯酒糟即可。它主要通過木薯酒糟在水中緩慢釋放有機(jī)碳作為微生物反硝化的碳源，達(dá)到生物脫氮的目的，而且失去釋碳功能的木薯酒糟可在環(huán)境中自然降解，不會造成二次污染。
文檔編號C02F3/28GK102826649SQ20121025791
公開日2012年12月19日 申請日期2012年7月24日 優(yōu)先權(quán)日2012年7月24日
發(fā)明者陳銀廣, 王懷臣, 趙姝, 孟凡松 申請人:同濟(jì)大學(xué)